Abschlussbericht-end 1 - Franz-Josef Adrian

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern Abschlussbericht zum Projekt Nutzung ökologischer Potenziale von Buchenwäldern f...

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abschlussbericht zum Projekt

Nutzung ökologischer Potenziale von Buchenwäldern für eine multifunktionale Bewirtschaftung

Gefördert durch die Bundesstiftung Umwelt (DBU) AZ 25243-33/0 Gesamtlaufzeit: 01.04.07 – 31.12.08 Berichtszeitraum: 04.07 – 05.08

Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein Direktor: Wolfgang Vogel Abteilung 3, Naturschutz und Landschaftspflege Abteilungsleitung: Thomas Wälter Projektleitung: Dr. Silke Lütt

Autoren: Christian Dolnik, Hermann Ellenberg, Lutz Fähser, Andreas Fichtner, Ulrich Hampicke, Götz Heeschen, Ulrich Irmler, Matthias Lüderitz, Silke Lütt, Leonid Rasran, Achim Schäfer, Joachim Schrautzer, Knut Sturm, Susanne Vahder, Kati Vogt, Jeanine Wagner

Flintbek, im Dezember 2008

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Inhaltsverzeichnis Zusammenfassung…………………………………………………………………………7 1 Einführung ........................................................................................................... 11 1.1 Anlass des Projektes ..................................................................................................11 1.2 Übergeordnete Hintergründe und Zielsetzungen ........................................................12 1.3. Aktueller Stand der Forschung ..................................................................................13 1.4. Aktueller Stand der Praxis .........................................................................................13 1.5 Literatur ......................................................................................................................14

2 Die Untersuchungsgebiete ................................................................................. 17 2.1 Natürlicher Standort ........................................................................................... 17 2.1.1 Geographische Lage:...........................................................................................17 2.1.2 Klima: ..................................................................................................................17 2.1.3 Geologie: .............................................................................................................17 2.1.4 Natürliche Waldgesellschaften:............................................................................18 2.2 Übersichtskarte der Untersuchungsgebiete .................................. 19

3 Allgemeiner methodischer Ansatz ..................................................................... 20 3.1 Literatur........................................................................................................... 21 4 Die acht Teilprojekte........................................................................................... 23 4.1 Waldwachstum .............................................................................................. 30 4.1.1 Hintergrund und Zielsetzung ............................................................................30 4.1.2 Datengrundlage und Methodik..........................................................................33 4.1.2.1 Auswahl der Untersuchungsbestände ......................................................33 4.1.2.2 Datengrundlage und Standardauswertungen ...........................................34 4.1.2.3 Datenanalyse...............................................................................................39 4.1.2.3.1 Einfluss der Stammstärke sowie bestandes- und standortspezifischer Faktoren auf das Wuchsverhalten der Rot-Buche (Fagus sylvatica L.) 4.1.2.3.2 Einfluss der Bewirtschaftungsintensität auf die Höhen-DurchmesserBeziehung der Rot-Buche (Fagus sylvatica L.) ..........................................44 4.1.2.3.3 Einfluss von bestandes- und standortspezifischer Faktoren auf den ..........45 4.1.2.3.4 Generelle Vorgehensweise der Modellbildung ...........................................46 4.1.2.3.5 Einfaktorielle Varianzanalyse .....................................................................48 4.1.2.3.6 Schaftqualität .............................................................................................48 4.1.2.3.6 Baumarchitektur .........................................................................................49 4.1.3 Ergebnisse .........................................................................................................50 4.1.3.1 Bestandesentwicklung ...............................................................................50 4.1.3.1.1 Grundfläche ...............................................................................................50 4.1.3.1.2 Holzvorrat ..................................................................................................52 4.1.3.1.3 Volumenzuwachs .......................................................................................53 4.1.3.1.4 Parametrisierung der Zuwachsfunktion ......................................................54 4.1.3.1.5 Durchmesserverteilung ..............................................................................58 4.1.3.2 Analyse der Wuchsdynamik der Rot-Buche .............................................60 4.1.3.2.1 Modellparametrisierung und Modellüberprüfung ........................................60 4.1.3.2.1.1 Durchmesserzuwachs ............................................................................... 60 4.1.3.2.1.2 Höhenzuwachs .......................................................................................... 63 4.1.3.2.1.3 Volumenzuwachs ....................................................................................... 66

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.3.2.2 Höhen-Durchmesser Beziehung ................................................................69 4.1.3.2.3 Modellverhalten..........................................................................................76 4.1.3.2.3.1 Einzelbaumzuwachs in Abhängigkeit der Bestandesdichte...................... 76 4.1.3.2.3.2 Höhen-Durchmesser-Beziehung in Abhängigkeit der Bestandesdichte... 83 4.1.3.3 Schaftentwicklung ......................................................................................86 4.1.4 Diskussion..........................................................................................................89 4.1.4.1 Methodendiskussion ..................................................................................89 4.1.4.1.1 Forschungsansatz......................................................................................89 4.1.4.1.2 Nutzungsgradient .......................................................................................90 4.1.4.1.3 Datenanalyse .............................................................................................91 4.1.4.2 Einfluss der Bewirtschaftungsintensität auf die Entwicklung von Buchenbeständen .......................................................................................94 4.1.4.2.1 Zuwachsleistung der Rot-Buche(Fagus sylvatica L.) ..................................94 4.1.4.2.2 Bestandesstruktur ....................................................................................104 4.1.4.2.3 Vorratshaltung und Bestandeszuwachs von Buchen-Altholzbeständen....111 4.1.4.3 Qualitätsentwicklung ................................................................................122 4.1.5 Prognose der Bestandesentwicklung mit dem Waldwachstumssimulator .126 BWINPro ..........................................................................................................126 4.1.5.1 Hintergrund und Zielsetzung ...................................................................126 4.1.5.2 Methodik ....................................................................................................127 4.1.5.3 Simulationsergebnisse.............................................................................128 4.1.5.3.1 Vorratsentwicklung...................................................................................128 4.1.5.3.2 Bestandesstruktur ....................................................................................131 4.1.5.3.3 Nutzungssätze .........................................................................................134 4.1.5.3.4 Wuchsleistung..........................................................................................135 4.1.5.3.5 Abtriebswert .............................................................................................136 4.1.5.4 Diskussion.................................................................................................138 4.1.5.4.1 Vorratsentwicklung, Wuchsleistung und Bestandesstruktur......................138 4.1.5.4.2 Hiebssatz und Abtriebswert......................................................................138 4.1.5.4.3 Ökologische Auswirkungen ......................................................................139 4.1.5.4.4 Betriebliche Entscheidung........................................................................139 4.1.5.4.5 Anwendbarkeit des Simulationsprogramms..............................................140 4.1.6 Literatur ............................................................................................................141

4.2 Waldverjüngung und Verbiss..................................................................... 163 4.2.1. Einführung ......................................................................................................163 4.2.2 Problematik und Durchführung der Verbiss-Untersuchung .........................164 4.2.2.1 Heterogenität der Standorte und der Verjüngung ..................................164 4.2.2.2 Objektive Beschreibung der Verjüngung ................................................165 4.2.2.2.1 Höhenklassen ..........................................................................................165 4.2.2.2.2 Verbiss-Definition .....................................................................................166 4.2.2.2.3 Festlegung und Untersuchung der Probeflächen .....................................167 4.2.3. Ergebnisse ......................................................................................................170 4.2.4 Exkurs: Hasen-Verbiss....................................................................................177 4.2.5 Fazit und Ausblick ...........................................................................................179 4.2.6 Literatur ............................................................................................................181

4.3 Höhere Pflanzen, Moose, Flechten ............................................................ 185 4.3.1 Methoden..........................................................................................................185 4.3.1.1 Standorte ...................................................................................................185 4.3.1.2 Aufnahmedesign .......................................................................................186 4.3.1.3 Aufnahme der Gefäßpflanzen...................................................................187 4.3.1.4 Aufnahme der am Boden, auf Totholz sowie epiphytisch lebenden Moose und Flechten................................................................................188

3

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3.1.5 Aufnahme allgemeiner Standortparameter und Sonderstrukturen .......188 Datenauswertung ......................................................................................188 4.3.2 Ergebnisse .......................................................................................................191 4.3.2.1 Waldkontinuität .........................................................................................196 4.3.2.2 Artenzusammensetzung...........................................................................202 4.3.2.3 Zeigerwerte................................................................................................203 4.3.2.4 Ausbreitung...............................................................................................204 4.3.2.5 Mikrohabitate.............................................................................................205 4.3.3 Diskussion .......................................................................................................209 4.3.3.1 Artenreichtum und Waldarten..................................................................209 4.3.3.2 Vergleich der Artenzahlen mit anderen Studien .....................................209 4.3.3.3 Bedeutung von Flechten und Moosen.....................................................210 4.3.3.4 Hainbuche als Biotopbaum für Epiphyten ..............................................211 4.3.3.5 Mikrohabitate.............................................................................................213 4.3.3.6 Bodenstörstellen in Wäldern....................................................................214 4.3.3.7 Schlagflurarten..........................................................................................214 4.3.3.8 Totholz .......................................................................................................215 4.3.3.9 Ausbreitungslimitation .............................................................................216 4.3.4 Zusammenfassung ..........................................................................................217 4.3.5 Literatur ............................................................................................................218

4.4 Lignicole Pilze ............................................................................................. 225 4.4.1 Material und Methoden....................................................................................225 4.4.1.1 Untersuchungsflächen .............................................................................225 4.4.1.2 Festlegung und Begehung der Flächen ..................................................225 4.4.1.3 Auswahl der zu kartierenden Pilzarten....................................................226 4.4.1.4 Weitere erfasste Parameter ......................................................................228 4.4.2 Ergebnisse und Diskussion ............................................................................229 4.4.2.1 Artenspektrum und Artenreichtum ..........................................................229 4.4.2.2 Korrelation Indikatorarten-Gruppen mit Nutzungsvarianten .................240 4.4.2.3 Artenzahlen und Abundanzen..................................................................247 4.4.2.4 Totholzvorräte und Artenzahlen ..............................................................249 4.4.4 Schwierigkeiten und Probleme .......................................................................257 4.4.5 Zusammenfassung der wichtigsten Ergebnisse ...........................................258 4.4.6 Ausblick............................................................................................................260 4.4.7 Literatur ............................................................................................................261

4.5 Die Brutvögel............................................................................................... 267 4.5.1 Einführung .......................................................................................................267 4.5.2 Material und Methode ......................................................................................268 4.5.3 Ergebnisse .......................................................................................................270 4.5.4 Diskussion .......................................................................................................273 4.5.5 Literatur ............................................................................................................282 4.5.6 Einige Fotos .....................................................................................................285

4.6 Bodenparameter und Bodenfauna ............................................................ 292 4.6.1 Einleitung .........................................................................................................292 4.6.2 Methodik...........................................................................................................294 4.6.2.1 Standortskartierung und Baumarten .......................................................294 4.6.2.2 Abiotische Parameter ...............................................................................296 4.6.2.2.1 pH-Werte und Humusgehalt.....................................................................296 4.6.2.2.2 Höhe der Streuauflage .............................................................................297 4.6.2.2.3 Bodendichte .............................................................................................297 4.6.2.3 Biotische Parameter .................................................................................299

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.6.2.3.1 Dichte und Arten der Regenwürmer .........................................................299 4.6.2.3 2 Biomassebestimmung..............................................................................300 4.6.2.4 Statistische Auswertung ..........................................................................300 4.6.3 Ergebnisse .......................................................................................................301 4.6.3.1 Standortkartierung und Baumarten.........................................................301 4.6.3.1.1 Standortkartierung....................................................................................301 4.6.3.1.2 Baumarten ...............................................................................................303 4.6.3.2 Abiotische Parameter ...............................................................................304 4.6.3.2.1 pH-Werte .................................................................................................304 4.6.3.2.2 Humusgehalt............................................................................................306 4.6.3.2.3 Streuauflage.............................................................................................309 4.6.3.2.4 Eindringwiderstand...................................................................................310 4.6.3.3 Biotische Parameter .................................................................................312 4.6.3.3.1 Dichte und Arten der Regenwürmer .........................................................312 4.6.3.4 Zusammenhänge zwischen den Parametern, Nutzungs- und Bestandeseffekten ....................................................................................316 4.6.4 Diskussion .......................................................................................................320 4.6.4.1 Deutung der Ausgangslage......................................................................320 4.6.4.2 Generelle Zusammenhänge zwischen den Parametern .........................321 4.6.4.3 Festgestellte Unterschiede und mögliche Ursachen..............................323 4.6.4.4 Zusammenfassung der Ergebnisse und Behandlungsempfehlungen ..327 4.6.5 Ausblick............................................................................................................328 4.6.6 Literatur ............................................................................................................329

4.7 Waldbauliche Schlussfolgerungen............................................................ 334 4.7.1 Einleitung .........................................................................................................334 4.7.2 Waldbauliche Minimierungsoptionen.............................................................337 4.7.2.1 Baumartenwahl .........................................................................................337 4.7.2.2 Pflegestufen und deren waldbauliche Behandlung................................337 4.7.2.3 Zielvorräte .................................................................................................340 4.7.2.4 Biotopholz..................................................................................................340 4.7.2.5 Erschließung .............................................................................................341

4.8 Betriebswirtschaftliche Bewertung………………………………………..…344 4.8.1 Bestandeswerte des Wirtschaftswaldes sowie der Naturwälder „Hevenbruch“ und „Schattiner Zuschlag“ des Stadtwaldes Lübeck ..........343 4.8.2 Ökonomische Analyse und Bewertung des Referenzwaldes „Schattiner Zuschlag“ im Hinblick auf das betriebswirtschaftliche Prinzip der Kostenminimierung ........................................................................................350 4.8.2.1 Einleitung...................................................................................................350 4.8.2.2 Allgemeine Beschreibung des Referenzwaldes Schattiner Zuschlag ...350 4.8.2.3 Methodik und Vorgehensweise ................................................................352 4.8.2.4 Ergebnisse.................................................................................................356 4.8.2.4.1 Holzvorräte...............................................................................................356 4.8.2.4.2 Bestandeswert .........................................................................................357 4.8.2.4.3 Erntekostenfreie Erlöse aus Durchforstung und Endnutzung ...................358 4.8.2.4.4 Ermittlung der eingesparten laufenden Kosten infolge NichtBewirtschaftung.......................................................................................359 4.8.2.5 Vergleich zwischen OFN50-Wald und den MFN50-Wäldern......................361 4.8.2.6 Sensitivitätsanalysen ................................................................................362 4.8.2.7 Zusammenfassung und Ausblick ............................................................364 4.8.2.8 Literatur .....................................................................................................365 4.8.3 Betriebsbezogene Analyse der ökologischen und ökonomischen Erkenntnisse ..................................................................................................367

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.3.1 Begründung der ökonomischen Analyse ...............................................367 4.8.3.2 Auswertung der Teilprojekte ...................................................................369 4.8.3.2.1 Teilprojekt „Bodenparameter und Bodenfauna“........................................369 4.8.3.2.2 Teilprojekt „Lignicole Pilze“ ......................................................................370 4.8.3.2.3 Teilprojekt „Höhere Pflanzen, Moose, Flechten“.......................................372 4.8.3.2.4 Teilprojekt „Brutvögel“ ..............................................................................373 4.8.3.2.5 Teilprojekt „Waldverjüngung und Verbiss“ ................................................374 4.8.3.2.6 Teilprojekt „Waldwachstum“ .....................................................................375 4.8.3.2.7 Teilprojekt „Waldbauliche Schlussfolgerungen“........................................377 4.8.3.2.8 Teilprojekt „Betriebswirtschaftlicher Vergleich“ .........................................378 4.8.3.2.9 Teilprojekt „Ökonomische Analyse und Bewertung des Referenzwaldes „Schattiner Zuschlag“ im Hinblick auf das betriebswirtschaftliche Prinzip der Kostenminimierung“ ................................................................................... 381 4.8.3.3 Zusammenfassung der Betrieblichen Bewertung ..................................386 4.8.3.4 Literatur .....................................................................................................389

5 Ausblick.............................................................................................................. 391 6 Anhang ............................................................................................................... 393 Anhang: 1. Projektorganisation 2. Das Lübecker Konzept 3. verschiedenen Abbildungen und Tabellen zuum Teilprojekt Waldwachstum 4. Statistik zu den Unterschieden in den Verbissbelastungen von verpachteten Jagden und Regiejagden 5. Tabellen zur Häufigkeit und Anzahl verbissener Individuen der in den einzelnen Forstorten erfassten Jungbäumchen differenziert nach Art und Höhenklassen 6. Fotos zum Teilprojekt Waldverjüngung und Verbiss 7. Liste der auf Gefäßpflanzen, Moose und Flechten untersuchten Kontrollstichproben der Waldwirtschaftstypen 8. Liste der Gefäßpflanzen einschließlicher ihrer Gefährdung 9. Liste der Moose einschließlich ihrer Gefährdung 10. Liste der Flechten einschließlich ihrer Gefährdung

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Zusammenfassung Die vorliegende Studie versucht im Teilprojekt Waldwachstum anhand detaillierter Analysen zur Wachstumsdynamik von Waldmeister-Buchenwäldern (Galio odorati-Fagetum) einen Beitrag zur aktuellen Debatte um den Schutz und die Nutzung von Buchenwäldern in Norddeutschland

zu

Buchenpopulationen

leisten. in

Natur-

Die und

Ergebnisse

zeigen,

Wirtschaftswäldern

dass

die

verschiedene

untersuchten Wachstums-

mechanismen entwickeln. Deutliche Unterschiede konnten bezüglich des Wachstumsrhythmus (Durchmesserzuwachs, Höhenentwicklung und Baumarchitektur) nachgewiesen werden. Für eine naturnahe Waldbewirtschaftung ist dieses Ergebnis sowohl aus ökologischen als auch aus ökonomischen Gründen von Bedeutung. Mit dem Ziel der Eingriffsminimierung bei gleicher betrieblicher Wertschöpfung werden Fragen der Eingriffsintensität, der Zielvorräte und der Holzqualität anhand der untersuchten und der mit dem Waldwachstumssimulator BWINPro prognostizierten Bestandesentwicklungen diskutiert. Die Verbiss- und Verjüngungsuntersuchungen in

neun Forstorten anhand von

Transekten belegen die drastische Einflussnahme des Wildes bei der Naturverjüngung. Nahezu die Hälfte der 28 Baumarten war an ihrer Hauptachse verbissen. „Durchgekommen“ bzw. dem Verbiss entwachsen sind ca. 750 Bäumchen/ha, davon 39% stark verbissene Bergahorne und 51% wenig verbissene Buchen. Neun weitere Arten teilen sich die restlichen 10%

der

Individuen.

Von

ihnen

sind

Faulbaum,

Ilex,

Holunder,

Rotdorn

und

Vogelbeere/Eberesche forstlich kaum von Bedeutung. Auf Esche, Hainbuche und Fichte entfallen je knapp 2%, auf Kirsche 3 %. Die Baumarten sind demzufolge beim Wild unterschiedlich beliebt: Buche und Fichte unter den forstlich

bedeutenden Arten z.B.

vergleichsweise wenig, Ulme, Esche, die Ahorne, Eberesche, Kirsche, Eiche jedoch besonders. Unter dem gegebenen Verbissdruck insbesondere durch Rehwild, wäre lediglich ein Waldbau mit Buche und Fichte möglich. Allerdings besteht die Möglichkeit der Einflussnahme durch die Art der Jagdverpachtung: Der Wildverbiss in den verpachteten Wäldern ist doppelt so häufig wie bei selbstbejagden (Regie-) Jagden. Die im Teilprojekt Botanik vorliegenden Untersuchungen zur botanischen Artenvielfalt bestätigen andere Untersuchungen zu quantitativ höheren Artenzahlen in bewirtschafteten im Vergleich zu unbewirtschafteten Buchenwäldern. Qualitativ unterscheidet sich die Anzahl an Waldarten zwischen den bewirtschafteten und lange Zeit unbewirtschafteten Flächen nicht; der Anteil nicht waldtypischer Arten sowie die Deckung von Schlagflurarten sind in den Wirtschaftswäldern jedoch höher. Der Anteil von stehendem Totholz wirkt sich positiv auf die Wiederansiedlung typischer Totholzarten aus.

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Epiphytengesellschaften zeigen eine hohe Belastung mit Stickstoffeinträgen aus der Luft an, Diese Belastung wird sich langfristig negativ auf das Bodenökosystem auswirken. Auf Hainbuchen kommen vereinzelt noch seltene Flechten vor, die bereits auf Rotbuchen verschollen sind. Epiphytenreiche Hainbuchen können daher als Biotopbäume einen wichtigen Beitrag zur Wiederausbreitung und -herstellung artenreicher, naturnaher Buchenwaldgemeinschaften leisten. Bei der Artenzusammensetzung und Häufigkeit der lignicolen Pilzarten zeigen sich deutliche Unterschiede zwischen den verschiedenen Bewirtschaftungsformen, die teilweise auch unabhängig vom Alter der Einzelbestände sind. Insbesondere die pilzlichen Naturnähezeiger und Kontinuitätszeiger nehmen auf den nicht mehr bewirtschafteten Flächen signifikant zu. Auf grobes Totholz (Stämme, dicke Äste) spezialisierte Pilzarten werden in den nicht mehr bewirtschafteten Fortstvarianten häufiger, während auf den bewirtschafteten Flächen lignicole Arten an Dünnholz (Ästchen) und Stangenholz dominieren. Es zeigt sich, dass lignicole Pilze in diesem Fall eine gute Indikatorengruppe sind, da sie schon nach forstlich relativ kurzen Zeiträumen (12, 50 Jahre) deutliche Veränderungen in der Artenzusammensetzung

zeigen.

Es konnte eine „kritische

Totholzmenge“ von ca. 25 cbm/ha ermittelt werden, oberhalb der die pilzliche Bio-diversität und auch die Qualität des Artenspektrums stark zunehmen. Wenn von diesen > 25 cbm/ha ein hoher Anteil (> 20 cbm/ha) stärker zersetzt ist (Zersetzungstufen 3 und 4), sind TotholzQuantität und -Qualität optimal für die Biodiversität und die Recycling-Funktion der lignicolen Pilze im Waldökosystem ausgeprägt. Die Brutvogelkartierung ergab deutliche Unterschiede im Vogelarten-Inventar der untersuchten Waldflächen:

Ausschließlich

im

„jungen“

Buchenwald

(ca.

70-jährig)

angetroffen wurden Heckenbraunelle, Rabenkrähe, Kleinspecht, Star und Misteldrossel. Deutlich häufiger als im 110-jährigen Buchenwald gefunden wurden außerdem Tannenmeise und Zilpzalp. - Ausschließlich in „älteren“ Buchenwäldern fanden sich Grauschnäpper, Habicht, Kolkrabe, Schwarzspecht, Trauerschnäpper, Weidenmeise und Zwergschnäpper. Häufiger als im „jungen“ kamen im „älteren“ Wald Gartenbaumläufer, Mittelspecht, Kleiber und Waldkauz vor. Knapp die Hälfte (18) von insgesamt 39 erfassten Waldvogelarten scheint somit auf das Alter der untersuchten Waldbestände zu reagieren. Der Vergleich von Ähnlichkeiten im Vogelinventar je zwei Untersuchungsflächen mit den SØRENSEN- bzw. RENKONEN-Indizes sowie die Zusammengfassung von ökologischen Gilden ergab indes keinen eindeutigen Trend, der parallel zum Gradient der Nutzungsintensität verläuft. Ein solcher Trend konnte allerdings konnte durch die Analyse der Naturnähe der registrierten Arten eindeutig festgestellt werden: Arten der Bewertungsstufen „reifer Wald“ und „naturnaher Laubwald“ (Hohltaube, Kernbeißer, Mittelspecht, Zwergschnäpper sowie

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Eichelhäher, Fitis, Gartengrasmücke, Kleinspecht, Waldlaubsänger, Weidenmeise) wurden im Wirtschaftswald nur zufällig und in geringer Zahl gefunden. Sie sind im seit 12 Jahren nicht mehr genutzten Hevenbruch regelmäßig in geringer Zahl vertreten und im seit 50 und mehr Jahren nicht mehr genutzten Schattiner Zuschlag insgesamt mehr als doppelt so häufig wie im Hevenbruch. Im Bereich der Bodenökologie wurden die abiotischen Bodenparameter pH-Wert, Anteil der organischen Substanz im Mineralboden, Höhe der Streuauflage und Eindringwiderstand und die biotischen Parameter Dichte und Arten der Regenwürmer und deren Biomasse untersucht. Zusätzlich wurden Daten der Standortskartierung und Daten zur Baumartenmischung aus der Kontrollstichprobe des Forstamtes Lübeck verwendet. Die pH-Werte liegen in allen untersuchten Wäldern im stark sauren Bereich (zwischen 4,7 und 2,5). Humusgehalt, Höhe der Streuauflage und Bodendichte zeigen eine deutliche Abhängigkeit vom pH-Wert, ebenso wie die endogäischen Regenwürmer, die schon ab einem pH-Wert von 2,8 im Boden zu finden waren. Die Einteilung der Standortkartierung ergab, dass die untersuchten Nutzungsformen und Bestandestypen nicht uneingeschränkt vergleichbar sind. Es lassen sich aber auch nicht alle Ergebnisse mit unterschiedlichen Standorteigenschaften erklären. Bodenökologisch kann eine Verschlechterung durch die Nutzungsaufgabe nicht bestätigt werden. Im Bereich der pH-Werte, Humusgehalt, Streuauflage, Eindringwiderstand und Anzahl der endogäischen Regenwürmer stellt sich die am längsten ungenutzte Variante am besten dar. Zusätzlich lässt sich eine Tendenz erkennen, bei der sich die Mischbestände mit der Zeit schneller zum Positiven verändern als die Reinbestände. Verschiedene mögliche Ursachen für diese Entwicklung werden diskutiert. Auf der Basis der Ergebnisse der naturwisschenschaftlichen Teilprojekte und Erfahrungen aus den Folgeinventuren werden im dem Teilprojekt „Waldbauliche Schlussfolgerungen“ Konsequenzen für das Lübecker Waldbaukonzept auf der Basis des Wachstums und der Entwicklung

in

Naturwäldern

(Referenzflächen)

mit

einer

möglichst

weitreichend

Eingriffsminimierung aufgezeigt. Sie umfassen die Baumartenwahl, die Pflegestufen und deren waldbauliche Behandlung, die Zielvorräte, das Biotopholz und die Erschließung. Im Teilprojekt „Betriebswirtschafliche Bewertung“ werden zunächst die Bestandeswerte für Buche und Eiche nach der Waldwertrechnung NRW für den Lübecker Wirtschaftwald und den Referenzflächen errechnet und bewertet. Des Weiteren wird am Beispiel der Referenzfläche Schattiner Zuschlag eine ökonomische Analyse vorgenommen, die der hypothetischen Frage nachgeht, ob diese Varinate des Minimumprinzipes (>50 Jahre Nullnutzung) wirtschaftlich erfolgreich ist. Insbesondere werden jedoch die Ergebnisse der naturwissenschaftlichen Teilprojekte im Rahmen einer Synopsis in Hinblick auf ihre

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

betriebswirtschaftlichen Folgerungen analysiert. Dabei ergaben die ökonomischen Vergleiche zwischen Referenzflächen und Wirtschaftswald, dass Qualität und Wertschöpfung der Referenzflächen keine Verschlechterung, unter aktuellen Marktbedingungen eher eine Verbesserung gegenüber einer Bewirtschaftung nach Lübecker Konzept erfahren. Für die Verbesserung (Rationalisierung) der Betriebsführung im Lübecker Stadtwald werden zahlreiche Erkenntnisse gewonnen. Diese sind zum Beispiel: - Die Extensivierung/Minimierung soll noch verstärkt werden, z.B. in der Waldpflege (Halbierung der Anzahl der Durchforstungen), dem Erschließungssystem (Verdopplung des Wegeabstandes). - Holzvorräte sollen von heute 475 Vfm/ha auf 600 Vfm/ha angereichert werden. - Die Holzernte soll zu etwa 80 Prozent der Masse auf die Ernte-Phase nach Erreichen des Zieldurchmessers (Buchen: 65 cm BHD) konzentriert werden. Ohne die Informationen aus den örtlichen Inventuren, verbunden mit entsprechenden Interpretationen und Vergleichen zu unbewirtschafteten Referenzflächen sind keine realistischen Erkenntnisse für betriebswirtschaftlich lohnende Rationalisierungen und Konzeptanpassungen möglich. Die detaillierten Analysen des Ökosystems Wald haben zu operationalen Erkenntnissen für die Betriebsführung geführt. Diese ermöglichen weitere Kosteneinsparungen (Extensivierung) und geben Sicherheit im Hinblick auf eine qualitativ hochwertige Produktion und Anreicherung von marktfähigem Holz. Hinsichtlich der nicht-marktfähigen Leistungen erfüllt das Lübecker Konzept in hohem Maße die Anforderungen aus der Convention on Biological Diversity (CBD), den Verpflichtungen aus dem „Naturerbe Buchenwälder“ in Deutschland, dem Mindeststandard für „Gute Fachliche Praxis“, den Zertifizierungssystemen von „Naturland e.V.“ und Forest Stewardship Council (FSC), an Speicherung des klima- relevanten CO2, an Anpassung an eine bevorstehende Klimaänderung und an Natur-orientierte („Wildnis“) Erholung.

10

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

1 Einführung 1.1 Anlass des Projektes Der Stadtwald von Lübeck hat 1994 sein Konzept der „Naturnahen Waldnutzung“ auf rd. 5.000 Hektar eingeführt (siehe Anlage 6.2). Es basiert auf den Grundüberlegungen der Beschlüsse des Umweltgipfels von Rio de Janeiro (1992) und strebt an, dass Wirtschaftswälder -

sich möglichst weit an die an ihrem Standort mögliche „Natürliche Waldgesellschaft“ annähern (Naturnähe);

-

nur „angemessene“ Leistungen erbringen müssen, die das natürliche Ökosystem nicht überfordern (natürliches Ertragsniveau);

-

ihr ökonomisches Ergebnis durch „minimalen Input“ optimieren (Minimum-Prinzip) anstelle des bisher üblichen „maximalen Output“;

Vergleichende Untersuchungen zur Wirtschaftlichkeit verschiedener Waldbaustrategien in Mitteleuropa (Sturm & Kaiser 1999) deuten auf die mittel- und langfristige ökonomische Überlegenheit eines naturnahen Waldnutzungsverfahrens wie dasjenige im Lübecker Stadtwald hin. Naturnahe Waldnutzung ist damit nicht nur ökonomisch sinnvoll, sondern zugleich ökologisch vorteilhaft, da die natürlichen biologischen Prozesse und die mit ihnen verbundenen Arten des Waldökosystems erhalten bleiben, bzw. im Rahmen der Walderneuerung gefördert werden. Den Nachweis dafür zu erbringen, ist Gegenstand des hier beschriebenen Forschungsvorhabens. Eine bewertende Zustandsbeschreibung ist jetzt möglich, weil im Zuge verschiedener betrieblicher Folgeinventuren (Forsteinrichtung, Kontrollstichprobe, Waldbiotopkartierung) Daten vorliegen, die hier im Sinne eines Trends ausgewertet und erweitert werden. Um

die

übergeordneten

Zusammenhänge

zwischen

forstwirtschaftlichen

Leistungen/Produkten und deren Entstehung aufgrund bestimmter ökologischer Wirkungen zu erfassen, wurden bestimmte Teilprojekte ausgewählt. Diese bewerten über funktionale Zusammenhänge und über Indikatoren die betriebswirtschaftlicher Ergebnisse auf der Grundlage

ökologischer

Erkenntnisse,

hier

speziell

unter

dem

Aspekt

der

Eingriffsminimierung einer naturnahen Waldnutzung nach dem Lübecker Waldbaukonzept. Im

Rahmen

der

multifunktionalen

Bewirtschaftung

müssen

sowohl

Nutz-

wie

11

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Schutzfunktionen in das Gesamtkonzept mit einbezogen werden. Auf die Erholungsfunktion wurde

nicht

näher

untereinander

eingegangen.

verknüpft

Folgende

ausgewertet,

bis

Teilprojekte hin

zu

wurden

ausgewählt

und

betriebswirtschaftlichen

und

betriebsorganisatorischen Konsequenzen. 1

Waldwachstum

2

Waldverjüngung (speziell Wildverbiss)

3

Botanik

4

Lignicole Pilze

5

Brutvögel

6

Boden

7

Waldbau

8

Betriebswirtschaftiche Bewertung

1.2 Übergeordnete Hintergründe und Zielsetzungen Im Rahmen der „Convention on Biological Diversity (CBD)“ kommt der Schutzfunktion der Wälder ein besonders hoher Stellenwert zu. Gleichzeitig ist ein Trend zu einer verstärkten Holzproduktion in der Forstwirtschaft zu beobachten. Die Evaluierung und Weiterentwicklung bestehender Waldbaukonzepte für eine nachhaltige multifunktionale Waldwirtschaft gewinnt vor dem Hintergrund umweltpolitischer Aktivitäten in Deutschland und Mitteleuropa zum „Buchenwald“ und der sich abzeichnenden klimatischen Veränderungen an Aktualität. Um der fortschreitenden Trivialisierung des Begriffes “Nachhaltigkeit“ zu begegnen, erscheint es sinnvoll,

Managementkonzepte

nicht

an

kurzfristige

Holzmarktentwicklungen

oder

naturschutzfachliche Debatten anzupassen1, sondern vielmehr ein langfristig orientiertes Bewirtschaftungskonzept zu finden und auf seine Ziele und Instrumente zu überprüfen. Am Beispiel des Lübecker Konzeptes der „Naturnahen Waldnutzung“ sollen mit dem vorliegenden Projekt die betriebswirtschaftlichen und naturschutzfachlichen Konsequenzen einer eingriffsminimierten Forstwirtschaft erfasst und bewertet werden. Nach dem „Lübecker Konzept“ wird durch eine Minimierung von Eingriffen in das Ökosystem Wald eine Optimierung des betriebswirtschaftlichen Erfolges angestrebt. Ziel des Konzeptes ist die Produktion von hochwertigen Holzsortimenten bei einer gleichzeitigen Verbesserung der Naturnähe in Wirtschaftswäldern. Außerdem wird angenommen, dass die naturschutzfachlichen Anforderungen, ökologischen Leistungen und sozialen Belange mehr 1

zum Beispiel aktuell: Initiative der Sägewerke: Mobilisierung der Holzressourcen v.a. in Privatwäldern Initiative des BfN: 5 % der Waldfläche in Deutschland bis zum Jahre 2020 aus der forstlichen Nutzung zu entlassen

12

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

gefördert

werden

als

mit

eingriffsintensiveren Waldbewirtschaftungskonzepten.

Der

Entwicklung eines umfassenden Indikatorsystem kommt dabei eine besondere Bedeutung zu. 1.3. Aktueller Stand der Forschung Im 20 Jahrhundert wurden umfangreiche, wissenschaftlich begleitete Versuchsflächen unter ertragskundlichen Aspekten angelegt und fortlaufend dokumentiert mit dem Ziel, Ertragstafeln für die wichtigsten Baumarten aufzustellen und zu aktualisieren (u.a. Wiedemann 1932, Schober 1967). Diese Versuchsflächen repräsentieren unterschiedliche Eingriffsstärken einschließlich der 0-Variante ohne jeglichen Eingriff. Die im vorigen Jahrhundert vorherrschende Kahlschlagswirtschaft wurde an vielen Stellen in Deutschland durch die “Dauerwald-Bewegung“ (Möller 1922) unterbrochen, in der die Eingriffe kleiner dimensioniert wurden (EinzelstammNutzungsformen).

In

zahlreichen

und Femelnutzung bis hin zu plenterartigen

Forschungsarbeiten

wurden

diese

verschiedenen

Eingriffsformen und –intensitäten dargelegt (u.a. Mlinsek 1978, Schütz 1986, Leibundgut 1993, Korpel 1995). In der zweiten Hälfte des Jahrhunderts setzte in den Bundesländern eine Ausweisung von Naturwaldzellen beziehungsweise Bannwäldern ein. Orientiert an diesen Beispielen wurden in den vergangenen zwei Jahrzehnten vor allem ökologisch orientierte Untersuchungen durchgeführt und Vergleiche zu bewirtschafteten Wäldern gezogen (Bücking et al. 1998, Albrecht 1990, Ammer & Utschig 2004, Mayer et al. 2004, Schuck et al. 2004). Insbesondere in den letzten zehn Jahren konzentrierten sich solche Forschungen speziell auf Buchenwälder des norddeutschen Tieflandes (Oheimb 2003, 2004, Härdtle et al. 2003, Flade et al. 2003, Winter 2005). Ökonomische Aspekte spielten in Vergleichen von nicht mehr genutzten mit (naturnah) genutzten Wäldern bis in jüngste Zeit kaum eine Rolle. Nutzungsverzichte in Naturwaldzellen wurden zum Beispiel von Spies (2003) und Keitel (2004) quantifiziert. Eine behutsame Extensivierung forstlicher Nutzung scheint aktuell ökonomische Vorteile zu bieten (Sturm in Flade et al. 2003). Über mehrere Jahrzehnte betrachtet sind ökonomische Vorteile

einer

nach

dem

Lübecker-Modell

(Fähser

1997,

2004)

naturnah

und

eingriffsminimiert geführten Waldwirtschaft im Vergleich zu intensiveren Eingriffen (Sturm & Kaiser 1999) zu erwarten. 1.4. Aktueller Stand der Praxis 1954 hat die Forstpraxis mit der Gründung der „Arbeitsgemeinschaft Naturgemäße Waldwirtschaft“ die Abkehr von Kahlschlagswirtschaft mit gleichaltrigen „Altersklassen“Wäldern und Monokulturen eingeleitet. Heute haben alle Landesforsten, aber auch die

13

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

meisten kommunalen und privaten Waldbesitzer eine „naturgemäße“ oder„naturnahe“ Wirtschaftsvorstellung. Mit der Einführung von sozialen und ökologischen Zertifizierungen für Forstbetriebe (Naturland e.V., FSC, PEFC) vor rd. 10 Jahren wurde in Deutschland das „naturnahe“ Wirtschaften durch Kriterien und Indikatoren der Zertifizierungssysteme weiter konkretisiert. Besonders Naturland e.V. und FSC (Zertifizierungsfläche in Deutschland zzt. rund 600.000 ha) verlangen die Annäherung an die „Natürliche Waldgesellschaft“ und die Minimierung der Eingriffe in Relation zum jeweiligen Wirtschaftsziel. Beide Systeme verlangen die Ausweisung von „Referenzflächen“ als „Lernflächen“, aus denen durch periodische Erhebungen (Inventuren) im Vergleich mit den bewirtschafteten Wäldern Erkenntnisse zur Verbesserung der waldbaulichen und technischen Maßnahmen abgeleitet werden sollen. Ganze Landesforsten wie Schleswig-Holstein, Saarland und Berlin unterliegen diesen Zertifizierungsregeln einschließlich denen der Referenzflächen. Der Stadtwald Lübeck war der erste Forstbetrieb in Deutschland, der nach Naturland e.V. (1997) und FSC (1998) zertifiziert wurde. Schon seit 1994 betreibt er konsequent die „Naturnahe Waldnutzung“.

Als

erster

Forstbetrieb

in

Deutschland

kann

er

deshalb

zwei

aufeinanderfolgende Inventuren vorweisen (1992, 2004), die konkrete Vergleichsdaten zwischen Referenzflächen und Wirtschaftsflächen liefern. Das hier beschriebene Vorhaben baut auf den vorliegenden Daten auf und wird durch Untersuchungen zielgerichtet vertieft. Die Ergebnisse sind für alle „naturnah“ wirtschaftenden Forstbetriebe von Interesse, speziell für 600.000 ha zertifizierter Fläche mit „Referenzflächen“.

1.5 Literatur Ammer, U. & Utschick, H. (2004): Folgerungen aus waldökologischen Untersuchungen auf hochproduktiven, nadelholzreichen Standorten für eine an Naturschutzzielen orientierte Waldwirtschaft. Forts u. Holz 59: 119-128. Albrecht, L. (1990): Grundlagen, Ziele und Methodik der waldökologischen Forschung in Naturwaldreservaten.

Naturwaldreservate

in

Bayern.

Schriftenr.

Staatsmin.

Ernährung, Landwirtschaft u. Forsten u. Lehrstuhl Landschaftstechnik 1, München. Bücking, W., Bense, U., Trautner, J. & Hohlfeld, F. (1998): Faunenstrukturen einiger Bannwälder und vergleichbarer Wirtschaftswälder – Sechs Fallstudien in BadenWürttemberg zu Totholzkäfern, Laufkäfern, Vögeln. Mitt. Ver. Forstl. Standortskunde Forstpflanzenzüchtung 39: 109-124.

14

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Fähser, L. (1997): Umweltpolitik: Naturnahe Waldnutzung – Das Beispiel Lübeck. In: Hansestadt Lübeck(Hrsg.): Handbuch Kommunalpolitik, 13. Ergänzungslieferung. II/E 4.2, 1-17, Raabe, Berlin. Fähser, L. (2004): Naturnahe Waldnutzung im Stadtwald Lübeck. In: Simonis (Hrsg.): Jahrbuch Ökologie 2004, 156-166. Beck, München. Flade, M., Möller, G., Winter, S. & Schumacher, H. (2003): Naturschutzstandards für die Bewirtschaftung von Buchenwäldern im norddeutschen Tiefland. Sachbericht des F+E-Vorhabens des BfN „Biologische Vielfalt und Forstwirtschaft“ (FKZ 898 84 031), Landesanstalt für Großschutzgebiete, Brandenburg, 445 S. Härdtle, W., A., Westphal, C., Oheimb, G. v., Friedel, A. & Tempel, H. (2003a): Sukzessionsforschung und Ableitung waldbaulich nutzbarer Informationen in naturnahen Buchenwäldern mit langjährig ungestörter Walddynamik im Nordostdeutschen Tiefland. Schlussbericht BMBF-Projekt "Zukunftsorientierte Waldwirtschaft" (FKZ 0339756).

Keitel, W. (2004): Worauf verzichten wir in Naturwaldreservaten? – Ein Bewertungsansatz. LWF- Mitteilungen: 5-9. Korpeľ, Š. (1995): Die Urwälder der Westkarpaten. Fischer, Jena. Leibundgut, H. (1993): Europäische Urwälder. Wegweiser zur naturnahen Waldwirtschaft. Haupt, Bern. Meyer, P., Bücking, W., Schmidt, S., Schulte, U. & Willig, J. (2004): Stand und Perspektiven der Untersuchung von Naturwald-Vergleichsflächen. Forstarchiv 75: 167-179. Mlinsek, D. (1978): Urwaldreste als Lernbeispiele waldbaulicher Behandlung. Berichte der ANL 2, 38-43 Möller, A. (1922): Der Dauerwaldgedanke. Sein Sinn und seine Bedeutung. Springer, Berlin.

15

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Oheimb, G.v. (2003): Einfluss forstlicher Nutzung Artenzusammensetzung

der

Gefäßpflanzen

auf in

die Artenvielfalt und die

norddeutschen

Laubwäldern.

Naturwissenschaftliche Forschungsergebnisse 70. Verlag Dr. Kovač. Oheimb, G. v., Schmidt, M., Kriebitzsch, W.U., Ellenberg, H. & Heuveldop, J. (2004): Ausbreitung, Etablierung, Aufwuchserfolg und Beständigkeit – Zur Dynamik von Waldgefäßpflanzenarten Abschlussbericht

auf

BMVEL-Projekt

Landschaftsebene „Zur

biologischen

in

Norddeutschland.

Vielfalt

der

Wälder

in

Deutschland“, Teilprojekt 1 „Waldökosysteme/Artenvielfalt“ (99HS045):125- 334. Schuck, A., Paraviainen, J. & Bücking W. (1994): A review of approaches to forestry research on structure, succession and biodiversity of undisturbed and semi-natural forests and woodlands in Europe. European Forest Institute Working Paper 3. Schober, R. (1967): Ertragstafeln wichtiger Baumarten, 3. Aufl. Sauerländer’s Verlag, Frankfurt a.M. Schütz, J.P. (1986): Charakterisierung des naturnahen Waldbaus und Bedarf an wissenschaftlichen Grundlagen. Schweiz. Z. f. Forstwesen 137, 747-760. Spies,

G.-V.

(2003): Betriebswirtschaftliche Bewertung

von Nutzungsverzichten in

Bannwäldern Baden-Württembergs. Waldschutzgebiete in Baden-Württemberg 1: 1420. Sturm, K. & Kaiser, M. (1999): Dem Ökowald gehört die Zukunft: Wirtschaftlichkeitsvergleich unterschiedlicher

Waldbaustrategien

(in

Mitteleuropa).

Hrsg.

Greenpeace

Deutschland e.V. Hamburg. Wiedemann, E. (1932): Die Rotbuche 1931. Mitt. a. Forstw. u. Forstwiss. 3, 96-201. Winter, S. (2005): Ermittlung von Struktur-Indikatoren zur Abschätzung des Einflusses forstlicher Bewirtschaftung auf die Biozönosen von Tiefland-Buchenwäldern. Dissertation Technische Universität Dresden.

16

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

2 Die Untersuchungsgebiete liegen sämtlich im rd. 5.000 Hektar großen Stadtwald Lübeck im norddeutschen Tiefland. Untersucht werden die Referenzfläche „Schattiner Zuschlag“, (ca. 50 ha - 110 Jahre unbewirtschaftet, grüner Kreis im Osten, siehe Abbildung 1), die Referenzfläche „Hevenbruch“ (12 Jahre unbewirtschaftet, grüner Kreis westlich von Mölln, siehe Abb. 1) sowie zahlreiche bewirtschaftete Wälder, die seit 1994 nach dem Konzept der „Naturnahen Waldnutzung im Stadtwald Lübeck“ (siehe Anhang 2) bewirtschaftet werden, auf mindestens 85 Kontrollstichproben 2.1 Natürlicher Standort 2.1.1 Geographische Lage: Wuchsgebiet: Schleswig-Holstein/Ost Wuchsbezirk: Südliches Hügelland Höhenlage: 0 - 90 m über NN 2.1.2 Klima: Jahresdurchschnittstemperatur: 8,0 - 8,5° C Temperatur in der Vegetationszeit: 13,0 - 13,5° Relative Luftfeuchtigkeit: 85% Jahresniederschläge: 625 - 725 mm Niederschläge in der Vegetationszeit: 320 - 370 mm 2.1.3 Geologie: Die gesamte Fläche des Stadtwaldes Lübeck liegt im Bereich weichseleiszeitlicher Bodenbildungen. Typisch sind Zwei- und Mehrschichtböden, die aus Geschiebedecksand und unterlagertem Geschiebelehm sowie Geschiebemergel bestehen. Zu den eiszeitlichen Bodenbildungen treten noch alluviale Böden im Bereich der Flüsse hinzu, sowie holozäne Flugsanddecken nach mittelalterlicher Verheidung und Moorbildungen vor allem in abflußlosen Senken. Böden: Die breite Palette nacheiszeitlicher Bodenbildungen führt zu einem kleinflächigen und heterogenen Bodenmosaik. Die prägenden Bodentypen sind schwach bis stärker pseudovergleyte Braunerden und Parabraunerden sowie Pseudogleye. Podsolierungserscheinungen sind i.d.R. anthropogen bedingt und lassen sich auf ehemalige

17

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Heidenutzung und saure Einträge aus der Luft zurückführen. Die Oberböden sind meist durch Moder- und Mull- Humusformen gekennzeichnet. Die prägenden Bodenarten sind im Oberboden meist unterschiedlich verlehmte Sande, die dann im Unterboden in sandige bis tonige Lehme übergehen. Die Standorte fördern das Baumwachstum aller heimischen Baumarten überdurchschnittlich gut. 2.1.4 Natürliche Waldgesellschaften: Die flächenmäßig prägendsten Waldgesellschaften sind verschiedene BuchenwaldGesellschaften. Insbesondere Waldmeister- und Flattergras- Buchenwälder sind typisch. Neben den Buchenwald-Gesellschaften kommen Erlen-Eschenwälder und verschiedene Bruchwald- Gesellschaften vor. Insgesamt selten sind eichenreiche Auewälder und sonstige durch die Eiche geprägte Waldgesellschaften.

18

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

2.2 Übersichtskarte der Untersuchungsgebiete

Abb. 1: Die Flächen des Stadtwaldes Lübeck, die Untersuchungsgebiete sind eingekreist.

19

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

3 Allgemeiner methodischer Ansatz Zur

Beurteilung

des

Einflusses

der

Bewirtschaftungsintensität

auf

ökonomische,

waldwachstumskundliche und ökologische Kenngrößen, ist es zunächst erforderlich einen Nutzungsgradienten zu definieren. Dazu erfolgte eine Aggregierung von Waldbeständen, die hinsichtlich der Baumartenzusammensetzung des Hauptbestandes und der edaphischen Verhältnisse

vergleichbar

sind,

jedoch

unterschiedliche

Bewirtschaftungsintensitäten

repräsentieren. Für die ertragskundlichen und ornithologischen Auswertungen wurde zusätzlich die Altersstruktur des Hauptbestandes anhand von Waldentwicklungstypen berücksichtigt. Folgende Straten wurden für die untersuchten Waldmeister-Buchenwälder (Galio odorati-Fagetum) ausgewählt: (i)

Wirtschaftswälder:

(ii)

bewirtschaftetet Bestände

MFN

nach dem Lübecker Konzept

mit forstlicher Nutzung

Naturwald Hevenbruch: unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre

OFN-12 ohne forstliche Nutzung > 12 Jahre

(iii)

Naturwald Schattiner Zuschlag: unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre

OFN-50 ohne forstliche Nutzung > 50 Jahre

Vor

dem

Hintergrund

der

nur

einjährigen

Projektlaufzeit

beschränken

sich

die

Untersuchungen auf “typische“ Buchenwaldstandorte der Jungmoräne. Zur grundsätzlichen Vergleichbarkeit wurden für die Wahl der Untersuchungsbestände folgende Kriterien herangezogen: (i)

buchendominierte Bestände

(ii)

Befundeinheit: Jungmoräne

20

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Buchendominierten Bestände sind durch die Dominanz der Rot-Buche als Hauptbaumart im Oberstand charakterisiert. Dabei wird zwischen Reinbeständen, deren Aufbau sich aus mehr als 90% Buchen zusammensetzt, und Mischbeständen, in denen Mischbaumarten einen Mischungsanteil von mehr als 10 % im Nachwuchs, Unterstand und Überhalt aufweisen, unterschieden (Sturm 1992, 2003). Die Bodenregion der Jungmoräne ist durch ihre sandig-lehmigen Moränenlandschaften im Bereich

der

jüngsten

Eiszeitvorstöße

durch

Parabraunerde-Pseudogley-Kolluvisol

Gesellschaften gekennzeichnet (Finnern 1997). Da die Bodenentwicklung vor allem in Abhängigkeit vom Ausgangssubstrat erfolgt, ist infolge der oft kleinflächig heterogenen Sedimentverteilung eine große Vielfalt an Typen und Vergesellschaftungen zu verzeichnen. Die hier ausgewählten forstlichen Standortstypen kennzeichnen Jungmoränenstandorte mit einer “guten bis sehr guten“ Wasser- und Nährstoffversorgung. Zur Auswahl der Jungmoränenstandorte

wurden

folgende

Kennziffern,

basierend

auf

dem

geländeökologischen Schätzrahmens der niedersächsischen forstlichen Standortsaufnahme (MLUR 2005), herangezogen: (i)

Wasserhaushaltszahl:

37, 40, 41

(ii)

Nährstoffziffer:

4-6

In seltenen Fällen wurden im Übergangsbereich Standorttypen mit der Wasserhaushaltszahl 38 oder 42 und der Nährstoffziffer 3 mit einbezogen. Um Daten der verschiedenen Teilprojekte räumlich zu verknüpfen, wurde das systematische Rasternetz der Kontrollstichprobe des Stadtwaldes Lübeck zugrunde gelegt (nähere Erläuterung zum Verfahren der Kontrollstichprobe siehe Teilprojekt Waldwachstum Kapitel 4.1.). 3.1 Literatur Finnern, J. (1997): Böden und Leitbodengesellschaften des Störeinzuggebietes in Schleswig-Holstein. Schriftenreihe Institut für Pflanzenernährung und Bodenkunde 37, Universität Kiel. MLUR Ministerium für Landwirtschaft, Umwelt u. Ländliche Räume Schleswig-Holstein (2005): Forstliche Standortsaufnahme. Polykopie, Kiel.

21

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Sturm,

K.

(1992):

Arbeitsanweisung

für

die

Erstaufnahme

der

permanenten

Stichprobenpunkte (Kontrollstichprobe) im Stadtwald Lübeck. Polykopie, Silva Verde GmbH, Eckernförde. Sturm,

K. (2003):

Arbeitsanweisung

für

die zweite Aufnahme der

permanenten

Stichprobenpunkte (Kontrollstichprobe) im Stadtwald Lübeck. Polykopie, Silva Verde GmbH, Eckernförde.

22

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4 Die acht Teilprojekte

23

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Teilprojekt 4.1 Waldwachstum

Bearbeitung: Andreas Fichtner, Knut Sturm & Joachim Schrautzer

24

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildungen Abb. 1:

Schematische Darrstellung der genesteten Struktur der Clusterdaten

Abb. 2:

Probekreisspezifische Verteilung der Höhenmesswerte

Abb. 3:

Grundflächenentwicklung von Buchenbeständen

Abb. 4:

Entwicklung der Holzvorräte von Buchenbeständen

Abb. 5:

Geschätzte Zuwachsniveaus in Abhängigkeit des Ausgangsvorrats und der Vorratsveränderung

Abb. 6:

Entwicklung der Stammverteilung differenziert nach Waldentwicklungstyp und Inventur

Abb. 7:

Vorhersagewerte der Smoother für den Durchmessereffekt und den Bestandesgrundflächeneffekt der Erstinventur 1992

Abb. 8:

Geschätzte 2-dimensionale Funktion zur Vorhersage der Baumhöhe für die Folgeinventur 2004

Abb. 9:

Einfluss der Bestandesdichte auf den Durchmesserzuwachs der Buche in Mischbeständen für unterschiedliche Stammdurchmesser

Abb. 10:

Einfluss der kurzzeitigen Veränderung der Bestandesdichte (1992-2004) auf den Durchmesserzuwachs der Buche in Mischbeständen für unterschiedliche Stammdurchmesser

Abb. 11:

Durchmesserzuwachs der Buche in Mischbeständen über dem Ausgangsdurchmesser

Abb. 12:

Höhenzuwachs der Buche über dem Ausgangsdurchmesser

Abb. 13:

Volumenzuwachs der Buche in Mischbeständen über dem Ausgangsdurchmesser

Abb. 14:

Entwicklung

der

Höhen-Durchmesser-Beziehung

in

Abhängigkeit

der

Bewirtschaftungsintensität in Reinbeständen Abb.15:

Veränderungen

der

Schaftqualität

(1992

bis

2004)

der

erfassten

Buchenstämme in bewirtschafteten und unbewirtschafteten Beständen. Abb. 16:

Güteklassen der Buche mit BHD > 30 cm für den Derbholzvorrat 2004 buchendominierter Bestände in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität.

Abb.17:

Durchschnittliche Schaftlänge und –qualität von Buchen der Reifephase in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität.

Abb. 18:

Beobachteter Durchmesserzuwachs in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität und Baumvitalität

Abb. 19:

Höhenzuwachs der Buche über der Grundflächenhaltung für unterschiedliche Stammstärken auf grund- und stauwasserfreien Standorten

25

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abb. 20:

Volumenzuwachs

der

Buche

über

der

Grundflächenhaltung

für

unterschiedliche Stammstärken in Mischbeständen Abb. 21:

Durchmesserverteilung in der Reifephase und der Auslesephase der Folgeinventur 2004

Abb. 22:

Scatterplots und LOESS Smoother

für die beobachteten Baumhöhen und

Stammdurchmesser (2004) in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität Abb. 23:

Scatterplot und LOESS Smoother für den beobachteten Bestandeszuwachs über der Ausgangsbestandesgrundfläche.

Abb. 241:

Geschätzter Bestandeszuwachs über dem Holzvorrat in Abhängigkeit der Eingriffsintensität

Abb. 25:

Nutzungsspezifische Unterschiede in der Baumarchitektur für oberständige Buchen in der Reifephase

Abb. 26:

Scatterplots

und

LOESS

Smoother

für

den

beobachteten

Durchmesserzuwachs und die Kronenmantelfläche für Buchen in der Reifephase in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität Abb. 27:

Wertansprache der gefällten Buchen (1992 bis 2004) in Abhängigkeit der Stammstärke.

Abb. 28:

Tatsächliche

und

simulierte

Holzvorratsentwicklung

unterschiedlicher

Bewirtschaftungsintensitäten, Alterstufen und waldbaulicher Szenarien. Abb. 29:

Ergebnis

einer

30-jährigen

Szenariosimulation

auf

der

Basis

eines

auf

der

Basis

eines

bewirtschafteten Bestandes der Auslesephase. Abb. 30:

Ergebnis

einer

30-jährigen

Szenariosimulation

bewirtschafteten Bestandes der Reifephase. Abb. 31:

Simulierter Hiebssatz in Intervallen von 10 Jahren in Abhängigkeit der Managementstrategie und des Waldentwicklungstyps.

Abb. 32

Simulierte

Wuchsleistung

unterschiedlicher

Bewirtschaftungsintensitäten,

Alterstufen und waldbaulicher Szenarien. Abb. 33:

Tatsächlicher und simulierter Abtriebswert unterschiedlicher Bewirtschaftungsintensitäten, Alterstufen und waldbaulicher Szenarien.

26

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabellen Tab. 1:

Größe der Probefläche in Abhängigkeit des BHD

Tab. 2:

Kennzahlen

der

Buchen-Altholzbestände

zur

Modellierung

des

Bestandeszuwachses Tab. 3:

Kennzahlen

der

Bestände

und

Einzelbäume

zur

Modellierung

des

Einzelbaumzuwachses Tab. 4:

Kennzahlen der Buchen zur Modellierung der Höhen-Durchmesser-Beziehung

Tab. 5:

Periodischer,

jährlicher

Volumenzuwachs

von

Buchenbeständen

in

Abhängigkeit des Waldentwicklungstyps Tab. 6:

Koeffizienten und statistische Kennwerte der Schätzfunktion des periodischen, jährlichen Bestandeszuwachses

Tab. 7:

Koeffizienten und statistische Kennwerte des Modells zum periodischen, jährlichen Durchmesserzuwachs der Buche

Tab. 8:

Koeffizienten und statistische Kennwerte des Modells zum periodischen, jährlichen Höhenzuwachszuwachs der Buche

Tab. 9:

Statistische Kennwerte der Varianzkomponenten des Volumenzuwachsmodells

Tab. 10:

Koeffizienten und statistische Kennwerte des Modells zum periodischen, jährlichen Volumenzuwachs der Buche

Tab. 11:

Statistische Kennwerte der Varianzkomponenten der Höhen-Durchmessermodelle

Tab. 12:

Parameterschätzer des additiven gemischten Modells zur Beschreibung der Höhen-Durchmesser-Beziehung der Buche der Erstinventur 1992

Tab. 13:

Parameterschätzer des additiven gemischten Modells zur Beschreibung der Höhen-Durchmesser-Beziehung der Buche der Folgeinventur 2004

Tab. 14:

GLS-ANOVAs für die Bestandesdichteparameter der Einzelbaumzuwachs Modelle

Tab. 15:

GLS-ANOVAs für die Bestandesgrundflächen 1992 & 2004.

Tab. 16:

Beobachtete Baumhöhen, Stammdurchmesser und Höhen-DurchmesserRelation der Buche in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität

Tab. 17:

Prozentuale Aufteilung der Reststreuung auf die Varianzkomponenten der Einzelbaumzuwachsmodelle

Tab. 18:

Vergleich

der

mittleren

Derbholzvorräte

von

Buchen-Urwäldern

mit

norddeutschen Buchen-Naturwaldreservaten und bewirtschafteten DauerwaldBuchenwäldern

27

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tab. 19:

Biotopholzaufkommen in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität.

Abbildungen und Tabellen im Anhang 6.3 Abbildung A.1:

Standardisierte Residuen des Bestandeszuwachsmodells über dem geschätzten Volumenzuwachs

Abbildung A.2:

Residuenplots des Bestandeszuwachsmodells

Abbildung A.3:

Standardisierte Residuen des Durchmesserzuwachsmodells über dem geschätzten Durchmesserzuwachs

Abbildung A.4:

Standardisierte Residuen der Durchmesserzuwachsfunktion über den Regressoren des minimalen adäquaten Modells

Abbildung A.5:

Q-Q Plots der Residuen des Durchmesserzuwachsmodells und EBLUPs der zufälligen Effekte

Abbildung A.6:

Standardisierte Residuen des Höhenzuwachsmodells über dem geschätzten Höhenzuwachs

Abbildung A.7:

Standardisierte

Residuen

der

Höhenzuwachsfunktion

über

den

Regressoren des minimalen adäquaten Modells Abbildung A.8:

Q-Q Plots der Residuen des Höhenzuwachsmodells und EBLUPs der zufälligen Effekte

Abbildung A.9:

Standardisierte Residuen des Volumenzuwachsmodells über dem geschätzten Volumenzuwachs

Abbildung A.10:

Standardisierte Residuen der Volumenzuwachsfunktion über den Regressoren des minimalen adäquaten Modells

Abbildung A.11:

Q-Q Plots der Residuen des Volumenzuwachsmodells und EBLUPs der zufälligen Effekte

Abbildung A.12:

Residualabweichung der geschätzten und gemessenen Baumhöhe (Erstinventur 1992)

Abbildung A.13:

Standardisierte Residuen der Höhen-Durchmesserfunktion über den Regressoren des minimalen adäquaten Modells für die Erstinventur 1992

Abbildung A.14:

Q-Q

Plots

der

Residuen

des

Höhen-Durchmessermodells

der

Erstinventur 1992 und EBLUPs der zufälligen Effekte Abbildung A.15:

Residualabweichung der geschätzten und gemessenen Baumhöhe (Folgeinventur 2004)

28

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.16:

Standardisierte Residuen der Höhen-Durchmesserfunktion über den Regressoren des minimalen adäquaten Modells für die Folgeinventur 2004

Abbildung A.17:

Q-Q

Plots

der

Residuen

des

Höhen-Durchmessermodells

der

Folgeinventur 2004 und EBLUPs der zufälligen Effekte Tabelle A.1:

Eingangsparameter des Models zur Schätzung des flächenbezogenen Volumenzuwachses von Buchen-Altholzbeständen

Tabelle A.2:

Eingangsparameter der Modelle zur Schätzung des Zuwachses der Rot-Buche

Tabelle A.3:

Ziel- und Prädiktorvariablen zur Modellierung der Höhen-DurchmesserBeziehung der Rot-Buche

Tabelle A.4:

Veränderung wachstumskundlicher Kennzahlen der Untersuchungsbestände differenziert nach Waldentwicklungstypen

29

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1 Waldwachstum 4.1.1 Hintergrund und Zielsetzung Naturschutz

und

Forstwirtschaft

stehen

seit

Jahrzehnten

im

Spannungsfeld

der

wissenschaftlichen Diskussion. Dabei reicht die Spanne der erarbeiteten Konzepte von der Kielwasser-Theorie1 über den integrativen Naturschutz im Wirtschaftswald (Winkel & Volz 2003) bis hin zum Gedanken der „segregativen Integration“ (Knapp 2008). Seit der 9. Konferenz der Parteien zur Convention of Biological Diversity (CBD) im Mai 2008 sind Buchenwälder noch stärker im Fokus der Wissenschaft und die Diskussion um den Schutz und die Nutzung dieser Systeme wird gegenwärtig besonders intensiv geführt (vgl. Meyer & Schmidt 2008). Durch die Bedeutung der europäischen Buchenwälder als „spezifisches, weltweit einzigartiges Naturerbe Europas und insbesondere Deutschlands“ (BfN 2008) unterliegt die Bundesrepublik einerseits einer globalen Verantwortung für den Schutz dieser Ökosysteme, andererseits zeichnet sich in jüngerer Zeit aufgrund der weltweit langfristig prognostizierten steigenden Holznachfrage ein verstärkter Nutzungsdruck auf die Wälder ab (FAO 2007, 2008, Spellmann et al. 2008). Vor diesem Hintergrund ist die Umsetzung einer ökologisch und ökonomisch verantwortbaren Buchenwirtschaft von großer Relevanz. Die Rot-Buche ist in Deutschland die wichtigste Laubbaumart in der Forstwirtschaft. Mit einem Flächenanteil von 14.8 % und dem größten jährlichen Laubholzeinschlagvolumen besitzt sie einen hohen sozio-ökonomischen Stellenwert (BMVEL 2004). Auch aus dem Blickwinkel der Ökologie gewinnt sie in der Forstwirtschaft eine immer größere Wertschätzung (Dittmar et al. 2003, Mantey et al. 2007, Sperber, & Hatzfeld 2007, Sutmöller et al. 2008). Die aufgeführten Zusammenhänge

verdeutlichen,

dass

naturgemäßen

Managementstrategien

eine

Schlüsselrolle bei der Bewältigung des aufgeführten Zielkonflikts zukommt. Das Verständnis der natürlichen Dynamik von Waldökosystemen ist eine entscheidende Voraussetzung zur Ableitung von naturgemäßen Managementstrategien. Natürliche Waldentwicklung wird auf Referenzflächen sichtbar. Referenzflächen sind schon seit langer Zeit (z.T. >100 Jahre) in Durchforstungsversuche der Waldwachstumsforschung integriert. Seither haben viele Forstwissenschaftler das Wachstum von Buchenbeständen in Abhängigkeit der Durchforstungsintensität, -stärke und -art, einschließlich der Null-Variante ohne jeglichen Eingriff, untersucht (Rot-Buche: u.a. Wiedemann 1932, Assmann 1950, Mitscherlich 1954, Bryndum 1987, Schober 1972, Goff & Ottorini 1993, Utschig 2000, Guerike 2002, Utschig & Küsters 2003, Pretzsch 2005, Pretzsch 2006). Die Vergleiche beschränken 1

sich

in

der

Regel

aber

auf

vergleichsweise

kleine

Dauerflächen

Siehe hierzu u.a. die Diskussion in Scherzinger (1996), S. 236-240.

30

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(durchschnittliche Parzellengröße ca. 1 ha). Großflächige Untersuchungen zur natürlichen Walddynamik werden eher im Rahmen der Urwald- und Naturwaldforschung2 durchgeführt. Vor diesem Hintergrund entstanden zahlreiche vergleichende Untersuchungen zwischen bewirtschafteten und unbewirtschafteten Wäldern. Der heutzutage weitverbreitete Begriff “Naturwald“3 ist demnach auf den Gradient Nutzung versus Nicht-Nutzung zurückzuführen. Diese meist ökologisch ausgerichteten Arbeiten konzentrierten sich in ihren Vergleichen vorwiegend auf die Waldentwicklung, die Erfassung von Strukturparametern und auf biozönotische Aspekte (Rot-Buchenwälder: u.a. Bobiec et al. 2000, Chumak et al. 2005, Commarmot et al. 2005, Flade et al. 2003, Detsch, 1999, Friedel et al. 2006, Meyer et al. 2003, Müller et al. 2007, Oheimb 2003a, Oheimb et al. 2005a, Oheimb et al. 2005b, Winter et al. 2005). Detaillierte Untersuchungen zur Wachstumsdynamik von Einzelbäumen und Beständen sind dagegen in großflächigen Naturwäldern rar (Meyer 1995, Frech 2006). Die vorliegende Arbeit versucht, auf der Grundlage von Betriebsinventuren des Stadtforstamtes Lübeck, hier eine Lücke zu schließen. Der Stadtwald Lübeck ist der erste, gemäß dem integrativen Prozessschutz4 (Sturm 1993, 1994)

bewirtschaftete

Betrieb

in

Deutschland,

in

dem

eine

Folgeinventur

der

Kontrollstichprobe durchgeführt wurde. Dieser Umstand ermöglicht ein naturales und ökologisches Controlling. Mit Flächengrößen von 177 ha und 55 ha liegen zusätzlich zu den bewirtschafteten Flächen in diesem Forstbetrieb zwei großräumige, zusammenhängende Naturwälder beziehungsweise Referenzflächen5 vor, was die Berücksichtigung einer kurzfristigen und langjährigen forstlich ungestörten Eigendynamik großer Waldflächen zur Ableitung von eingriffsminimierten Bewirtschaftungsmaßnahmen gestattet. Die vorliegenden Datengrundlage,

basierend

auf

flächenrepräsentativen

Einzelbaummessungen

des

Gesamtbetriebes, ermöglicht somit eine Synthese der beschriebenen Forschungsansätze auf Betriebsebene. 2

Für eine ausführliche Darstellung der Entwicklung und Ziele der Urwald- und Naturwaldforschung sei auf die Arbeiten von Härdtle et al. (2003, Seite 4-5), Weckesser et al. (2006, Seite 8-9), Kluttig (2007) und Bücking (2007) verwiesen.

3

„Die Bezeichnung „Naturwald“ ist dabei vor allem im begrifflichen Gegensatz zum Wirtschaftswald zu verstehen und betont somit den Schutz natürlicher Prozesse. Naturwälder sind also keineswegs „natürliche Wälder“ oder gar „Urwälder“, sie können sich aber in diese Richtung entwickeln (Wolf & Bohn 1991, Stöcker 1997) und bilden somit wichtige Referenzen für die derzeit überwiegend in Deutschland praktizierte naturnahe Forstwirtschaft (Rosin 2000)“ (Weckesser et al. 2006, S. 8-9).

4

Dabei handelt es sich um ein Nutzungskonzept für eine naturnahe Waldwirtschaft, deren waldbaulichen Grundsätze auf der Grundlage des Prozessschutzgedankens basieren (u.a. Hanstein & Sturm, 1982, Koop 1989, Picket et al. 1992, Scherzinger 1990, Sturm 1993).

5

Ehemals forstlich genutzte Waldflächen, auf denen eine eigendynamische Waldentwicklung ermöglicht wird. Sie dienen als Weiserflächen für die Bestandespflege von Wirtschaftwäldern. Die forstliche Maßnahmen beschränken sich hier auf die Jagd.

31

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Studie verfolgt zwei übergeordnete Ziele. Zum einen soll der Einfluss der Bewirtschaftungsintensität auf die Wachstumsdynamik von Waldmeister-Buchenwäldern (Galio odorati-Fagetum) des nordwestdeutschen Tieflandes auf Jungmoränenstandorten unter ertragskundlichen und waldstrukturellen Aspekten untersucht werden. Detaillierte Analysen auf Einzelbaumebene sollen Rückschlusse auf das Bestandeswachstum ermöglichen. Zum anderen sollen waldbaulich relevante Erkenntnisse als Grundlage für eine naturnahe und ökonomisch verantwortbare Buchenwirtschaft dienen. Die Vorgehensweise orientiert sich an folgenden Fragestellungen: (i)

Wie unterscheiden sich forstlich genutzte und unterschiedlich lange ungenutzte Buchenbestände hinsichtlich Holzvorrat und Bestandeszuwachs?

(ii)

Welche strukturellen Unterschiede sind bei einer unterschiedlich langen forstlichen Nicht-Bewirtschaftung von Buchenbeständen zu erwarten?

(iii)

Welche Auswirkungen sind bei einer unterschiedlich langen forstlichen NichtBewirtschaftung für den Einzelbaumzuwachs der Rot-Buche zu erwarten?

(iv)

Wie lässt sich die Wertleistung von Buchenbeständen im naturnahen Waldbau sichern?

(v)

Inwieweit ist das Softwaresystem WaldPlaner zur Simulation der Waldentwicklung in der waldbaulichen Praxis einsetzbar?

32

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.2 Datengrundlage und Methodik 4.1.2.1 Auswahl der Untersuchungsbestände Der generelle Ansatz dieser Studie beruht auf einem Vergleich bewirtschafteter und unterschiedlich lange unbewirtschafteter Buchenbestände und ihrer zeitlichen Entwicklung zwischen 1992 und 2004. Die im allgemeinen Methodenteil beschriebene Stratifizierung ergibt einen groben Nutzungsgradienten, der jedoch die Intensität der Bewirtschaftung in den einzelnen Probekreisen6 nicht exakt widerzuspiegeln vermag. Aus diesem Grund wurde in den Regressionsanalysen ein anderer Ansatz gewählt, bei dem die Quantifizierung der Nutzungsintensität über die Bestandesdichte erfolgte. Dieser wird in den Kapiteln 4.1.2.3.1 und 4.1.3.2.2 näher erläutert. In der Urwald- und Naturwaldforschung wird der Entwicklungszustand von Wäldern in der Regel anhand von Waldentwicklungsphasen beschrieben (Leibundgut 1959). In Anlehnung an diese Einteilung werden unter waldbaulichen Gesichtspunkten Waldentwicklungstypen ausgeschieden. Dabei handelt es sich um eine Kombination aus Zielsetzung und Waldzustandsbeschreibung. Aus waldbaulicher Sicht sind die Auslese- und die Reifephase bedeutungsvoll. (i)

Auslesephase

(Bestandesalter 1992:

60-85 Jahre)

(ii)

Reifephase

(Bestandesalter 1992:

100-135 Jahre)

Anthropogene Beeinflussungen der Bestände anhand von Durchforstungen verfolgen zwei wesentliche Ziele. Einerseits soll der Bestand qualitativ verbessert werden, andererseits wird die Nutzung von Einzelbäumen angestrebt. In der Auslesephase liegt der Schwerpunkt auf einer selektiven Z-Baum7 Förderung. Der Freistellungsgrad wird in Abhängigkeit des Managementkonzepts definiert. Die Reifephase ist durch den Übergang von der Vorratspflege zur Zielstärkennutzung8 geprägt. Die Definition der Zieldurchmesser variiert ebenfalls bei den Waldbaukonzepten. In der Regel liegt er bei der Buche bei einem BHD von 60-70 cm (Stadtwald Lübeck BHD 65 cm). Hat ein Auslesebaum den Zieldurchmesser

6

Synonym für Untersuchungsfläche.

7

„Zukunftsbaum“

8

Zielsstärke: Angestrebter Brusthöhendurchmesser bei der Nutzung.

33

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

erreicht, kann eine Nutzung erfolgen. Als weiterführende Literatur über die waldbauliche Richtlinien des Stadtwaldes Lübecks sei auf die Arbeit von Sturm (2005) verwiesen. Ein Vergleich der Unterschiede in den waldbaulichen Grundsätzen verschiedener naturnaher Managementstrategien wird in den Arbeiten von Duda (2006) und Spellmann et al. (2006) näher erläutert.

4.1.2.2 Datengrundlage und Standardauswertungen Baum- und bestandesbezogene Daten stammen aus der Kontrollstichprobe mit permanenten Stichprobenpunkten (Sturm 1992, 2003) des Stadtwaldes Lübeck, wobei die Datengrundlage aus Messungen der Erst- (1992) und Folgeinventur (2004) besteht. In den Untersuchung wurden lebenden Bäume des Derbholzbestandes (BHD >7cm) berücksichtigt. Die Analysen auf Bestandesebene beziehen sich auf alle Baumarten in allen Schichten (Hauptschicht, Zwischen- und Unterstand), während auf Einzelbaumebene nur Buchen der Hauptschicht (herrschend) und des Zwischenstandes (mitherrschend) untersucht wurden. Bei der Kontrollstichprobe handelt es sich um ein rasterbasiertes Inventurverfahren. In diesem Fall wurden konzentrische Probekreisen mit Flächen von 100 m², 200 m² und 500 m² verwendet. Das Kriterium für die Aufnahme der Bäume ist die Stammstärke (Tabelle 1).

Tabelle 1:

Größe der Probefläche in Abhängigkeit des BHD. (*) symbolisiert im Probekreis

berücksichtigte Bäume.

Radius (m) | BHD (cm) 5.64 7.98 12.62

7 - 20 *

20 - 30 * *

>30 * * *

Neben der Bestimmung der Lage kann die Ansprache der Probefläche grob in vier Kriterien unterteilt werden: (i)

Bestandesverhältnisse

34

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(ii)

Baumansprache

(iii)

Verjüngung

(iv)

Biotopholz

Hierbei werden folgende Aufnahmeparameter erfasst: (i)

Bestandesalter, Bestandestyp und Standortstyp

(ii)

Baumart, räumliche Position, Baumalter, Brusthöhendurchmesser (BHD), Baumhöhe, Schichtzugehörigkeit, Schäden, Güteklasse (nur bei BHD > 30 cm)

(iii)

Verjüngungsdichte, Überschirmung, Entstehung, Zäunung, Baumart, Individuenzahl pro Höhenklasse, Schäden

(iv)

Biotopholz (ab BHD > 30 cm): Baumart, wertbestimmendes Merkmal; Totholz (ab BHD > 7 cm): Baumart, Lage, BHD (bei liegendem Totholz), Baumhöhe (bei stehendem Totholz), Zersetzungsgrad.

Bei der Verjüngungsansprache werden alle Bäume mit einem BHD < 7 cm erfasst. Die Ansprache erfolgt in einem besonderen Zählkreis mit einem Radius von 2.86 m, der 4 m entfernt vom Stichprobenzentrum angelegt wird. Die Entwicklung des Nachwuchses sowie der Biotopholz- und Totholzausstattung wurde im Rahmen dieser Studie nicht analysiert. Die Inventur wurde auf einem systematischen Raster von 180 x 130 m durchgeführt. Aufgrund der geringeren Flächengröße der Naturwälder ist die Anzahl der Probekreise in den

Wirtschaftswäldern

überproportional

erhöht.

Aus

Gründen

der

statistischen

Repräsentanz wurde das Gitternetz in den Naturwäldern für die Folgeinventur zum Teil verdichtet: Referenzfläche Hevenbruch (U12): Referenzfläche Schattiner Zuschlag (U50):

Rasterweite 180 x 65 m Rasterweite 90 x 65 m

Insgesamt stehen für den gesamten Betrieb 1854 Probekreise zu Verfügung. Je nach Fragestellung konnten 122 bis 165 (Bestandesebene) beziehungsweise 343 bis 426 (Einzelbaumebene) Probekreise ausgewertet werden. Dies entspricht einem Maximum von 2137 untersuchten Einzelbäumen der Rot-Buche. Mit dem Programm PIAINV9 wurden die Standardauswertungen der Probekreisaufnahmen des Derbholzes durchgeführt. Zur Bestimmung der Lage und Standortsbedingungen der 9

Forstware, Merseburg.

35

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Probepunkte sowie des Bestandes- und Baumalters wurden die aufgenommenen Daten der Probekreise mit den flächenhaft vorliegenden Informationen der Standortskartierung und Forsteinrichtung des Stadtwaldes Lübeck verschnitten. Dazu wurde das GIS der Software PIA verwendet. In jedem Probekreis wurde die Höhe von mindestens 2 Bäumen pro Art, Schichtzugehörigkeit und mittlerem Durchmesserbereich gemessen. Die Höhen der übrigen Bäume wurden anhand des im Programm PIAINV hinterlegten Einheitshöhenkurven-Modell geschätzt. Bestandes und Einzelbaumkennwerte der Wachstumsmodelle sind in den Tabellen 2 bis 4 zusammengefasst.

Tabelle 2:

Kennzahlen (Mittelwert ± Std.Abweichung, Min-Max) der Buchen-Altholzbestände (Bestandesalter 1992: 100-135 Jahre) zur Modellierung des Bestandeszuwachs. Die Angaben beziehen sich auf alle Bäume mit einem BHD > 7 cm innerhalb eines Probekreises für die Erstinventur 1992. Die Abkürzungen der Variablen sind in der Tabelle A.1 erläutert.

3

-1

Initial stand volume (m ha ) 3

-1

Stand volume variation (m ha ) 2

-1

Initial basal area (m ha ) 2

-1

Stand basal area variation (m ha )

Abbreviation

Mean ± SD

Range

V

469.9 ± 143.9

153.9 – 793.6

∆V

40.8 ± 105.3

- 289.2 – 310.2

BA

32.6 ± 9.6

11.3 – 59.5

∆BA

1.1 ± 6.2

- 16.7 – 13.7

Nplots = 84

36

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 3:

Kennzahlen (Mittelwert ± Std.Abweichung, Min-Max) der Bestände und Einzelbäume zur Modellierung des Einzelbaumzuwachs (Durchmesser/Höhe/Volumen). a: alle Buchen mit BHD >7cm innerhalb eines Probekreises, b: alle Bäume mit BHD > 7cm innerhalb eines Probekreises. Die Werte beziehen sich auf die Erstinventur 1992. Die Abkürzungen der Variablen sind in der Tabelle A.2 erläutert.

Abbreviation

Initial diameter at breast height, 1992 (cm) Initial tree height, 1992 (m) 2

a

a -1 b

Initial stand basal area (m ha ) 2

-1 b

Stand basal area variation (m ha )

dbh

Mean ± SD

Range

32.2 ± 15.45

7.0 – 80.3

TH

24.5 ± 8.09

5.2 – 41.0

BA

29.3 ± 11.53

0.9 – 76.9

4.4 ± 7.93

-23.4 – 32.9

∆BA

Nsites= 17; Nplots= 343; Ntress= 1451

Tabelle 4:

Kennzahlen (Mittelwert ± Std.Abweichung, Min-Max) der Buchen zur Modellierung der Höhen-Durchmesser-Beziehung. a: alle Buchen mit BHD > 7cm innerhalb eines Probekreises, b: alle Bäume mit BHD > 7cm innerhalb eines Probekreises. Die Abkürzungen der Variablen sind in der Tabelle A.3 erläutert.

Inventory 1992

Diameter at breast height (cm) Tree height (m)

a

a 2

-1 b

Stand basal area (m ha )

Abbreviation

Mean ± SD

Range

dbh

32.2 ± 15.45

7.0 – 80.3

TH

24.5 ± 8.09

5.2 – 41.0

BA

29.3 ± 11.53

0.9 – 76.9

Nsites= 17; Nplots= 343; Ntress= 1451

37

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 4 Fortsetzung

Inventory 2004

Diameter at breast height (cm) Tree height (m)

a

a 2

-1 b

Stand basal area (m ha )

Abbreviation

Mean ± SD

Range

dbh

38.3 ± 15.18

7.3 – 94.1

TH

28.5 ± 7.29

7.7 – 49.6

BA

36.5 ± 11.22

7.1 – 71.2

Nsites= 17; Nplots= 426; Ntress= 2137

Für die Untersuchungsbestände wurde der periodische, jährliche Volumenzuwachs pro Hektar berechnet nach:

PAIV =

V2004 − V1992 + E + iVE ∆t

(2.1)

wobei: PAIV = Periodischer, jährlicher Volumenzuwachs (1992 - 2004); V1992 = lebender Holzvorrat zu

Beginn

der

Aufnahmeperiode;

V2004 =

lebender

Holzvorrat

zum

Ende

der

Aufnahmeperiode; E = Entnahme innerhalb der Messperiode; ∆t = Anzahl der Vegetationsperioden, iVE = für den ausscheidenden Bestand (exkl. Totholz) wurden 5 Jahre des laufenden, jährlichen Zuwachses veranschlagt.

Für die Berechnung des Durchmesserzuwachses der Einzelbäume wurde folgende Formel verwendet:

PAID =

dbh2004 − dbh1992 ∆t

(2.2)

38

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

wobei: PAID

=

Periodischer,

jährlicher

Durchmesserzuwachs

(1992

-

2004);

dbh1992 =

Brusthöhendurchmesser zu Beginn der Aufnahmeperiode; dbh2004 = Brusthöhendurchmesser zum Ende der Aufnahmeperiode ; ∆t = Anzahl der Vegetationsperioden. Die Ermittlung des Höhen- und Volumenzuwachses der Einzelbäume erfolgte ebenfalls nach Gleichung 2.2. Die absolute Veränderung der Holzvorräte im Untersuchungszeitraum wurde berechnet nach:

∆V = V2004 – V1992

(2.3)

wobei: ∆V = Veränderung des lebenden Holzvorrates (1992 - 2004); V1992 = lebender Holzvorrat zu Beginn der Aufnahmeperiode; V2004 = lebender Holzvorrat zum Ende der Aufnahmeperiode.

4.1.2.3 Datenanalyse Beschreibung und Abkürzung der Eingangsparameter zur Modellparametrisierung sind in den Tabellen A.1 bis A.3 dargestellt. 4.1.2.3.1 Einfluss der Stammstärke sowie bestandes- und standortspezifischer

Faktoren

auf das Wuchsverhalten der Rot-Buche (Fagus sylvatica L.) Zur Analyse des Einzelbaumwachstums wurden der Durchmesser-, der Höhen- und der Volumenzuwachs als Funktion von baum-, bestandes- und standortsspezifischen Variablen modelliert (Hasenauer 2006b):

PAI = a + b (Baum)+ c (Konkurrenz) + d (Standort) + ε

(2.4)

wobei: PAI der periodische, jährliche Zuwachs (Durchmesser/Höhe/Volumen), a der Interzept, b ein Vektor der Koeffizienten baumeigener Wuchsparameter, c ein Vektor der Koeffizienten

39

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

konkurrenzspezifischer Variablen, d ein Vektor der Koeffizienten standortsspezifischer Variablen ist. Neben den baumeigenen Charakteristika, wie Art, Alter und Geschichte, zählen die Konkurrenzsituation zu seinen Nachbarn und die Standortsbedingungen zu den wichtigsten Einflussgrößen des Einzelbaumwachstums.

Effekt der Baumvitalität Der Ausgangsdurchmesser in 1.30 m Höhe (BHD) kann als Indikator für die Wuchskraft eines Baumes und damit für die Baumvitalität gewertet werden. Auf diese Weise bildet er die Konkurrenzgeschichte des Baumes ab (Castagneri et al. 2008). Um numerische Probleme zu vermeiden, wurde in den Zuwachsmodellen, die einen nichtlinearen Term des Ausgangsdurchmessers beinhalteten, für diesen eine Zentrierung um den Mittelwert vorgenommen.

dbh.c = dbh − dbh

(2.5)

wobei: dbh.c

zentrierter BHD 1992

dbh

BHD1992

dbh

Mittelwert BHD 1992

Konkurrenzeffekt Grundsätzlich gibt es zwei Möglichkeiten, um die Konkurrenzsituation eines Baumes zu erfassen: (i)

Bestandesdichte

Vollständigkeit der Raumbesetzung durch eine Baumpopulation innerhalb eines definierten Areals; flächenbezogenes Maß

(ii)

Punktdichte

unmittelbares Konkurrenzumfeld eines Baumes; punktbezogenes Maß

40

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Konkurrenzsituation innerhalb eines Bestandes wird in dieser Studie anhand der Bestandesdichte quantifiziert. Die Bestandesgrundfläche ist ein einfaches, effektives und in der Praxis leicht zu bestimmendes Maß, um Dichteeffekte zu erfassen (Temesgen & Gadow 2004, Sharma & Parton 2007). Sie wurde anderen Dichtemaßen, wie z. B. dem Kronenkonkurrenzindex

(C66),

der

Grundfläche

der

Größeren

(BAL)

oder

den

baumkoordinatenbezogenen Konkurrenzindizes (z.B. nach Hegyi) vorgezogen, da in den Modellen ein möglichst einfacher und in der Praxis angewendeter Ansatz verfolgt werden sollte. Zur Analyse der Konkurrenzentwicklung, das heißt zur Entwicklung der Dichte der Waldbestockung, wurde die Bestandesgrundfläche zu Beginn der Messperiode (kumulativer Langzeiteffekt) und die Veränderung der Bestandesgrundfläche innerhalb der Messperiode (Kurzzeiteffekt) herangezogen. Die Ausgangsbestandesgrundfläche berechnet sich nach der Summe der Einzelbaumgrundflächen aller Baumarten innerhalb eines Probekreises mit BHD >7cm. Der Grad der Veränderung im Untersuchungszeitraum wird erfasst durch:

∆BA = BA2004 – BA1992

(2.6)

wobei: ∆BA

Veränderung der Bestandesdichte (1992 - 2004)

BA1992

Bestandesgrundfläche zu Beginn der Messperiode

BA2004

Bestandesgrundfläche zum Ende der Messperiode.

Konkurrenz ist ein weit gefasster Begriff in der Ökologie (Begon et al. 1998). Wesentlich für einen Baumbestand ist der Wettbewerb um die im Wuchsraum zur Verfügungen stehenden Ressourcen. Vereinfacht lässt sich der oberirdische Wettbewerb um Raum und Licht vom unterirdischen Wettbewerb um Wasser und Mineralstoffe unterscheiden. Die gängigen forstlichen

Dichtemaße

erfassen

im

Wesentlichen

die

Kronenkonkurrenz.

Die

Wurzelkonkurrenz sowie weitere Wechselbeziehungen innerhalb der Phytozönose können sie aber im Detail nicht abbilden. Daher sind die Parameter der Bestandes- oder Punktdichte als Näherungswerte zu verstehen (West 1982). Waldbauliche Maßnahmen können die Wuchssituation eines Baumes direkt durch Pflegeeingriffe und/oder Endnutzung beeinflussen, indem direkte Konkurrenten eines zukünftigen Erntebaumes (Z-Baum), sogenannte Bedränger, entfernt oder der Z-Baum selbst geerntet wird. Art und Intensität der Freistellung oder die generelle Raumbesetzung im

41

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Bestand wird über die Grundflächenhaltung10 gesteuert. Des Weiteren kann über die Mischungsanteile der Baumarten die Konkurrenzform innerhalb eines Bestandes modifiziert werden. In dieser Arbeit wurden intra- und interspezifische Konkurrenzverhältnisse für einen Einzelbaum durch die Unterscheidung von Rein- und Mischbeständen berücksichtigt. In bewirtschafteten Beständen spiegeln die verwendeten Kenngrößen demnach die Grundflächenhaltung beziehungsweise die Durchforstungsstärke wieder, wohingegen in den Naturwäldern die natürliche Dynamik (Selbst-Differenzierung) zum Ausdruck kommt. Die Beurteilung beziehungsweise Quantifizierung des Einflusses der Bewirtschaftungsintensität basiert auf folgenden Annahmen: (i)

Mit steigender Bestandesdichte (Lang- und Kurzzeiteffekte) erhöht sich die Konkurrenz innerhalb der Bestände.

(ii)

Je höher der Konkurrenzdruck innerhalb der Bestände ist, umso geringer ist die Bewirtschaftungsintensität.

Standortseffekt Da das Baumwachstum neben der Baumvitalität und den Konkurrenzverhältnissen auch durch die Standortsbedingungen entscheidend beeinflusst wird, wurde auf der Grundlage der Standortstypen der niedersächsischen forstlichen Standortskartierung (MLUR 2005) jeweils ein Faktor für die Wasser- und Nährstoffversorgung abgeleitet. Dafür wurden verschiedene Standortseinheiten zu jeweils 2 Standortskategorien zusammengefasst, die grundfrische bis staufrische (zeitweiliger Wasserüberschuss) von frischen (nachhaltige Wasserversorgung) Standorten differenzieren. Der Gradient der Basensättigung im Hauptwurzelraum (bis 1.50 m) reicht von mesotroph bis eutroph.

Allgemeines Modell Die zugrunde liegenden Daten basieren auf geclusterten Beobachtungen mit Bäumen geschachtelt in Probekreisen und Forstorten. Abbildung 1 veranschaulicht die vorliegende Datenstruktur (three-level nested data).

10

Der von Assmann (1961) geprägte Begriff wird vor allem in Durchforstungsversuchen verwendet. Er quantifiziert die Durchforstungsstärke. Die Referenz hierfür ist eine undurchforstete Nullfläche (Grundflächenhaltung = natürlicher Bestockungsgrad). Je nach Eingriffsintensität werden z.B. bei sehr starker Durchforstung bis zu 50% der Bestandesgrundfläche im Vergleich zur Grundflächenhaltung der Referenzparzelle abgesenkt.

42

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung 1: Schematische Darrstellung der genesteten Struktur der Clusterdaten, verändert nach West et al. (2007).

Da die Annahme der Unabhängigkeit zwischen Beobachtungen aufgrund der hierarchischen Datenstruktur verletzt ist, das heißt Beobachtungen innerhalb eines Clusters sind sich “ähnlicher“ als Beobachtungen aus verschiedenen Clustern, müssen clusterspezifische Korrelationen in der Regressionsanalyse berücksichtigt werden. Mit gemischten Modellen (mixed-effects models, Modelle mit zufälligen Effekten11) ist es möglich, clusterspezifische

11

Mixed-effects models are primarily used to describe relationships between a response variable and some covariates in the data that are grouped to one or more classification factors (Pinheiro & Bates 2004, p. 3).

The distinctive feature of mixed effects models is that the mean response is modelled as a combination of population characteristics, β, that are assumed to be shared by all individuals, and subject-specific effects that are unique to a particular individual. The former are referred as fixed effects [feste Effekte], while the latter are referred to as random effects [zufällige Effekte]. The term mixed is used in this context to denote that the model contains both fixed and random effects (Fitzmaurice et al. 2004, p. 187).

43

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Effekte zu modellieren. Die beträchtliche Variation zwischen den Probekreisen und die etwas geringere Variation zwischen den Waldstandorten12 in allen drei Zielvariablen deutete auf die Notwendigkeit hin, zur korrekten Parameterschätzung zufällige Effekte auf der Ebene der Waldstandorte und Probekreise in die Modelle aufzunehmen. Mit dem likelihood ratio Test wurde deshalb geprüft, ob diese zur adäquaten Modellierung in die Varianzstruktur integriert werden müssen. Beim Auftreten von Heteroskedastizität der Residuen wurde in manchen Modellen eine Varianzfunktion für die Fehler verwendet. Diese ist in den entsprechenden Kapiteln beschrieben. Da nur eine Zuwachsperiode analysiert wurde, kann davon ausgegangen werden, dass die Residuen unkorreliert sind. Zur Einschätzung der Modellgüte wurde der mittlere Fehler Ε = ∑ ( y i − yˆ i ) / n , der mittlere absolute

Ε = ∑ y i − yˆ i / n

Fehler

sowie

der

mittlere

quadratische

Fehler

Ε 2 = ∑ ( y i − yˆ i ) 2 / n bestimmt ( y i = gemessene Beobachtung, yˆ i =Prognosewert und n=Anzahl der Beobachtungen).

4.1.2.3.2 Einfluss der Bewirtschaftungsintensität auf die Höhen-DurchmesserBeziehung der Rot-Buche (Fagus sylvatica L.) Die Beziehung zwischen der Baumhöhe und dem Durchmesser wird im Allgemeinen mit einer

nicht-linearen

Powerfunktion

beschrieben.

Das

am

häufigsten

verwendete

mathematische Modell ist die Chapman-Richards Funktion (Richards 1959, Chapmann 1961), welche die Höhe in Abhängigkeit des Durchmessers oder Alters schätzt. Der Nachteil globaler

Höhen-Durchmesser

Modelle

liegt

darin,

dass

zusätzliche

einflussreiche

Kovariablen sowie auftretende Korrelationen nicht berücksichtigt werden können (Lappi & Bailey 1988, Fortin et al. 2007). Aus diesem Grund wurde die nicht-lineare Beziehung zwischen der Baumhöhe und dem Durchmesser in Abhängigkeit der Bestandesdichte und des Bestandestyps anhand generalisierter additiver Modelle (GAM) modelliert. Zur Bestimmung

der

Freiheitsgrade

der

Smoother

(smoothing

splines),

wurde

die

Kreuzvalidierungs-Methode angewendet. Die nicht-parametrischen Funktionen wurden mit dem TPRS-Spline (thin plate regerssion spline) geschätzt (Wood 2006). Die im vorherigen Abschnitt beschriebene Daten- und Modellstruktur trifft auf diesen Datensatz ebenfalls zu. Auf der Hierarchieebne der Waldstandorte wurde ein Zufalls-Term Man fasst individuenspezifische Effekte als “zufällige Effekte” auf, da sie zu Individuen gehören, die “zufällig” der Population entnommen wurden (Fahrmeir et al. 2007, S. 35). 12

Synonym für Untersuchungsstandorte und Forstorte.

44

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

verwendet, um zufällige Verschiebungen der Interzepte zu ermöglichen. Für das Cluster der Probekreise wurden zufällige Variationen sowohl für den Intrezept als auch für die Steigung der Regressionskurve zugelassen. Dieses Vorgehen wird durch die beträchtliche Variation zwischen den Probekreisen (Abbildung 2) gerechtfertigt. Die Signifikanz der zufälligen Effekte wurde mit dem likelihood ratio Test geprüft.

Abbildung 2: Probekreisspezifische Verteilung der Höhenmesswerte. Dargestellt sind für jeden Aufnahmezeitpunkt 40 randomisiert ausgewählte Probekreise.

4.1.2.3.3 Einfluss von bestandes- und standortspezifischer Faktoren auf den flächenhaften Zuwachs von Buchenbeständen Die bestandesbezogene Auswertung folgt den Prinzipien der beiden vorherigen Kapitel. Im Gegensatz zu den Einzelbaummodellen können hier nur potentielle random Effekte auf der Ebene der Waldstandorte auftreten. Zur Parametrisierung der Zuwachsfunktion wurde ein generalisiertes additives Modell (GAM) verwendet, da durch Smoothing-Funktionen nichtlineare Effekte bedeutend besser abgebildet werden können.

45

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.2.3.4 Generelle Vorgehensweise der Modellbildung Modelle unterschiedlicher Regressionsansätze wurden in 4 Schritten entwickelt: 1. Explorative Datenanalyse 2. Bestimmung der optimalen Varianz-Kovarianz Struktur 3. Variablenauswahl der festen Effekte 4. Modellvalidierung Vor jeder Analyse wurden an den Rohdaten grafische Methoden (boxplots und Cleveland dotplots) (Cleveland 1993) angewendet, um Ausreißer in den abhängigen und unabhängigen Variablen zu identifizieren. Korrelationen zwischen stetigen Prädiktoren (Kollinearität) wurden anhand von paar weisen scatterplots (pairplots) getestet. Kollinearität zwischen stetigen und kategorialen Regressoren wurden mit Hilfe von boxplots geprüft. Die Einschätzung der Art des Zusammenhangs (linear oder nicht-linear) zwischen Zielvariablen und erklärenden Variablen beruhte ebenfalls auf paar weisen scatterplots (pairplots). Der individuelle Charakter ökologischer Messungen verursacht oftmals eine beträchtliche Variation in den Daten. Anstatt die Zielvariable zu transformieren, wurden die Modelle bei nicht-konstanter Varianz der Residuen um eine Varianzfunktion erweitert (Pinheiro & Bates 2004). Das wird damit begründet, dass durch die Berücksichtigung unterschiedlicher Varianzen im Varianz-Kovarianz Term die ursprüngliche Datenstruktur nicht verändert wird, wie im Falle einer Transformation. Des Weiteren beinhaltet Heterogenität möglicherweise interessante ökologische Informationen, die durch Transformation für die Interpretation der Ergebnisse nicht mehr genutzt werden können. Diese Methode wird in jüngerer Zeit vermehrt in Waldwachstumsmodellen angewendet (u.a. Fortin et al 2007, Sánchez-González et al. 2007). Zur Modellauswahl wurde im ersten Schritt ein überparametrisiertes (vollständiges) Modell definiert, welches alle potentiellen Prädiktorvariablen und biologisch sinnvolle 2-fach Interaktionen beinhaltete. Anhand dieses Modells wurde die “optimale“ Varianz-Kovarianz Struktur mit dem likelihood ratio Test bestimmt. Parallel dazu wurde das Akaike Informations Kriterium (AIC) beobachtet. Es wurde geprüft, ob die Erweiterung des Modells um zufällige Effekte eine signifikante Verbesserung (α=0.05) des Modells ergab. Die Varianz-Kovarianz Matrix eines Vektors von Zufallseffekten ist positiv definit, das heißt, alle Eigenwerte sind positiv. Diese Annahme verursacht das sogenannte “boundary Problem“ ( H 0 : σ b2 = 0 vs

H1 : σ b2 > 0 ). Daher ist die Interpretation von P-Werten der Teststatistik L (likelihood ratio 46

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Test) an der Grenze zum lokalen Signifikanzniveau sehr sensibel. Um robuste P-Werte zu erhalten, wurden diese mit einem Korrekturfaktor von 0.5 multipliziert (West et al. 2007). Beim Auftreten von Heteroskedastizität, wurde in den Regressionsmodellen die Varianz in Abhängigkeit von Prädiktorvariablen geschätzt (Zuur et al. 2009). Die “optimale“ Varianzfunktion wurde grafisch ermittelt (Residuen-Schätzwert- und/oder ResiduenKovariablen-Plot) und statistisch überprüft: Geschachtelte Modelle mit dem likelihood ratio Test, nicht-geschachtelte Modelle anhand der AIC-Differenz ∆i gemäß Burnham & Anderson (2003). Um Modelle mit unterschiedlichen festen Effekten aber gleicher Struktur der Zufallseffekte vergleichen zu können, müssen die Koeffizienten mit der maximum likelihood (ML) Methode geschätzt werden. Ausgehend vom vollständigen Modell mit ermittelter Varianz-Kovarianz Struktur, wurde anhand eines schrittweisen Verfahrens (backward selection) das minimalen adäquaten Modell mit der maximum likelihood (ML) Methode ausgewählt. Zur Bestimmung der Signifikanz der Koeffizienten wurde der likelihood ratio Test (α=0.05) angewendet. Das Modell mit dem geringsten AIC-Wert wurde favorisiert (Burnham & Anderson 2003). Parameterschätzungen des endgültigen Modells basieren auf der restricted maximum likelihood (REML) Methode. Anschließend wurde eine Residuen-Analyse durchgeführt, um zu gewährleisten, dass zugrundeliegende

statistische

Annahmen

nicht

verletzt

wurden.

Normalverteilung,

Varianzhomogenität und Unabhängigkeit wurden grafisch überprüft, indem die theoretischen Quantile

gegen

die

standardisierten

Residuen

(Q-Q

plot)

beziehungsweise

die

standardisierten Residuen gegen die Erwartungswerte oder im Falle der Überprüfung der Unabhängigkeit gegen die Kovariablen geplottet wurden. Einflussreiche und extreme Beobachtungen wurden mit der Cook’s-Distanz Methode beziehungsweise anhand der HatWerte identifiziert (Quinn & Keough 2002). Die Annahme der Normalverteilung der clusterspezifischen Effekte wurde gemäß West et al. (2007) geprüft.

47

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.2.3.5 Einfaktorielle Varianzanalyse Unterschiede

zwischen

den

Straten

des

Faktors

Bewirtschaftungsintensität

und

wachstumskundlichen Kenngrößen wurden mit ANOVAs, gegebenenfalls gefolgt von multiplen

Vergleichstests

(Tukey’s

HSD),

analysiert.

Um

Varianzhomogenität

zu

gewährleisten, wurde beim Auftreten von Heteroskedastizität ein GLS-Ansatz (generalized least squares) gewählt, der für jeden Faktorlevel der Variablen Bewirtschaftungsintensität unterschiedliche Varianzen erlaubt (Pinheiro & Bates 2004):

var ( ε i ) = (σδ s ) 2 = σ s2

(2.7)

s=1,2,3 wobei: i

Probekreis

s

Bewirtschaftungsintensität

δ

Parameter zur Beschreibung der heterogenen Residualvarianz in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität s

In den GLS-ANOVAs wurden im Falle einer globalen Signifikanz paarweise t-Tests mit einem jeweiligen Signifikanzniveau von 0.017 (Bonferroni-Korrektur: 0.05/Anzahl potentieller Vergleiche) durchgeführt. Ausreißer wurden mittels boxplots und Cleveland dotplots identifiziert. Die allgemeinen Modellannahmen wurden gemäß Zuur et al. (2007) geprüft.

4.1.2.3.6 Schaftqualität Für jeden Einzelbaum mit mehr als 30 cm BHD wurde die Schaftqualität gutachterlich angesprochen. Bei Bäumen mit einen BHD von weniger als 30 cm ist dies nur eine sehr wage Prognose, da die qualitative Entwicklung nicht sicher vorausgesagt werden kann. Auch bei den Bäumen mit mehr als 30 cm BHD bleibt die Ansprache unsicher, da man nicht die Holzfarbe, den Jahrringaufbau und im Holz vorhandene Fremdkörper erkennen kann. Die äußeren Merkmale beziehen sich auf die eingeführte HKS (Holzhandelsklassensortierung) der EU. Hierzu wurden vier Stufen gebildet:

48

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

A

besser als B Qualität

B

B Holz, d.h. Stammholz normaler Qualität

C

C Holz, d.h. Stammholz mit Fehlern

D

Holz das keine C Holz Qualität besitzt.

Angesprochen wurden die unteren 6 bis 8 Meter des Stammes. Eingestuft wurden die dominante Qualitätsstufe.

4.1.2.3.6 Baumarchitektur Zur Untersuchung der Baumarchitektur wurden an ausgesuchten Kontrollstichprobenpunkten jeweils ein bis zwei Bäume ausgewählt. Berücksichtigt wurden Bäume aus allen Schichten und soziologischen Stellungen der entsprechenden Bewirtschaftungsintensitäten und Waldentwicklungstypen. Folgende Parameter wurden erfasst: -

Kronenausdehnung (Kronenspiegelung)

-

Ansatz der grünen Krone

-

Höhe der breitesten Kronenausdehnung

-

Höhe der ersten Äste

-

BHD in 3 Meter-Abschnitten

Im Wirtschaftswald wurden die Bäume liegend vermessen, in den unbewirtschafteten Wäldern durch Baumkletterer erfasst. Für die jeweiligen 3 Meter-Abschnitten wurde eine Wertansprache (vgl. Kapitel 4.1.2.3.5) durchgeführt.

49

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Alle Berechnungen und Grafiken wurden mit der Software R, Version 2.6.2, durchgeführt beziehungsweise erstellt (R Development Core Team 2008). Die verwendeten Modelle wurden mit unterschiedlichen Funktionen, die in R implementiert sind, angepasst: -

LM-Funktion (linear models)

-

GLS-Funktion (generalized least squares), lme Bibliothek

-

LME-Funktion (linear mixed-effects models), lme Bibliothek

-

GAMM-Funktion (generalized additive mixed models), mgcv Bibliothek

Für das Datenmanagement und einfache mathematische Operationen wurde auf die Software Microsoft Access 2002 und Excel 2002 zurückgegriffen. Der theoretische Hintergrund gemischter Modelle ist in Fichtner (2008) beschrieben.

4.1.3 Ergebnisse 4.1.3.1 Bestandesentwicklung Die Bestandesentwicklung im Beobachtungszeitraum 1992 bis 2004 wird durch die Veränderung

der

Bestandesparameter

reflektiert

(Tabelle

A.4).

Im

Vergleich

zu

bewirtschafteten Beständen zeichnen sich die Bestände der Naturwälder im Wesentlichen durch

höhere

Grundflächen,

Derbholzvorräte

und

Stammzahlen

aus.

Langfristige

Nutzungsaufgabe macht sich vor allem in den Stammzahlen der Reifephase bemerkbar. Im Durchschnitt liegen die Werte der OFN-50 Bestände um 60 % über denen der bewirtschafteten Bestände. In der Auslesephase beträgt der Unterschied knapp 30 %. Differenzen zwischen MFN und OFN-12 Beständen sind vergleichsweise gering.

4.1.3.1.1 Grundfläche Der Effekt der Bewirtschaftungsintensität in Bezug auf die Bestandesgrundfläche (Abbildung 3) ist sowohl in der Reifephase (1992: F=3.4 d.f.=2, P<0.05; 2004 F=11.1 d.f.=2, P<0.001), als auch in der Auslesephase (1992: F=8.7 d.f.=2, P<0.001; 2004 F=10.3 d.f.=2, P<0.001) signifikant. Zwischen den Beständen des Naturwaldes Hevenbruch (OFN-12) und den Wirtschaftswäldern sind keine signifikanten Unterschiede für die Erstinventur festzustellen. Charakteristisch für die Naturwälder der Reifephase zum Zeitpunkt der Folgeinventur sind

50

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

die hohen Bestandesgrundflächen (2004: OFN-12 = 38 m2 ha-1; OFN-50 = 45 m2 ha-1). Hier liegen die Mittelwerte der mehr als 50 Jahre ungenutzten Beständen knapp 40 % über denen der bewirtschafteten Beständen, während mehr als 12 Jahre ungenutzte Bestände im Mittel ca. 20 % höhere Bestandesgrundflächen aufweisen. Die Unterschiede zwischen den OFN12 und OFN-50 Beständen sind statistisch nicht signifikant. In der Auslesephase spiegelt sich der Effekt der Durchforstung deutlich in den einzelnen Straten wider. Hier macht sich eine 12-jährige Nullnutzung kaum bemerkbar, wohingegen der Effekt einer langjährigen Schlagruhe zu 40 % höheren Bestandesdichte führt (OFN-50: 44 m2 ha-1).

(a)

(b) b ab

b

a

a

(c)

(d)

b

b a

b

a

a

a

Abbildung 3: Grundflächenentwicklung (Mittelwert ± Std.Fehler) von Buchenbeständen. (a) Reifephase 1992, (b) Reifephase 2004, (c) Auslesephase 1992, (d) Auslesephase 2004. Alle Bäume mit einem BHD > 7 cm wurden berücksichtigt. M = bewirtschaftete Bestände;U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre. Unterschiedliche Buchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede (Tukey’s Test, P<0.05).

51

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.3.1.2 Holzvorrat Für beide Waldentwicklungstypen können zu Beginn des Untersuchungszeitraumes keine signifikanten Unterschiede zwischen bewirtschafteten und unbewirtschafteten Beständen festgestellt werden (Reifephase 1992: F=1, d.f.=2, P=0.32; Auslesephase 1992: F=0.03 d.f.=1, P=0.85), während die Bestandesentwicklung in den betrachteten 12 Jahren einen unterschiedlichen Verlauf zeigt (Reifephase 2004: F=13 d.f.=2, P<0.001; Auslesephase 2004 F=8 d.f.=2, P<0.001; Abbildung 4). Generell wird bei einem Hiebsatz von 38 m3 ha-1 (FE13) beziehungsweise bei einem Vollzug von 34 m3 ha-1 (KSP14) in Buchenbeständen im Planungszeitraum 1992 bis 2004 in Buchenbeständen eine 4 %-ige Zunahme des Holzvolumens in der Reifephase erreicht. In den untersuchten Altholzbeständen ist der vollzogene Hiebsatz durch die konsequente Zielstärkennutzung nur geringfügig niedriger als der Bestandeszuwachs, was in der Konsequenz zu einer leichten Zunahme der Holzvorräte in den bewirtschafteten Beständen führt (1992: 468 m3 ha-1, 2004: 485 m3 ha-1). Im Gegensatz dazu sind die Altholzbestände der Naturwälder durch signifikant höhere Vorräte (2004: OFN-12 = 609 m3 ha-1; OFN-50 = 785 m3 ha-1) beziehungsweise deutlich stärkere Anstiege des Derbholzvolumens gekennzeichnet (∆Volumen: OFN-12 = 161 m³ ha-1; OFN50 = 225 m³ ha-1). Bereits nach 12-jähriger Nutzungsaufgabe erreicht die durchschnittliche Derbholzzunahme (OFN-12: 36 %) fast dasselbe Niveau von mehr als 50 Jahren ungenutzten Beständen (OFN-50: 40 %). Einhergehend mit der Zunahme der lebenden Bestandesvolumina ist ein Anstieg der Varianz zu beobachten (Schätzwerte der Multiplikatoren der Varianzfunktion des GLS-Models:

δ MFN = 1.00 , δ OFN −12 = 1.13 ,

δ OFN −50 = 2.05 ). Der Vergleich der Variationskoeffizienten verdeutlicht die Zunahme der Wuchsheterogenität mit steigender Nutzungsaufgabe (MFN: 4 %, OFN-12: 7 %, OFN-50: 19 %). In der Auslesephase steigen die Holzvorräte der bewirtschafteten Bestände um 24 % (∆Volumen: 73.3 m3 ha-1). Die Aufgabe forstlicher Nutzung erhöht die Bestandesvorräte in den Naturwäldern um 50 % (∆Volumen: OFN-12 = 142 m3 ha-1, OFN-50 = 198 m3 ha-1). Signifikante Unterschiede sind nur zwischen den durchforsteten (MFN) und langjährig nichtdurchforsteten (OFN-50) Beständen zu beobachten. Die Differenzen zwischen den beiden Naturwäldern lassen sich statistisch nicht absichern (Tukey’s Test, P=0.05).

13 14

Forsteinrichtung Kontrollstichprobe

52

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(a)

(b)

b

n.s. n.s.

b

n.s.

a

(c)

(d) b n.s.

n.s.

a

ab

* *

Abbildung 4: Entwicklung der Holzvorräte (Mittelwert ± Std.Fehler) von Buchenbeständen. (a) Reifephase 1992, (b) Reifephase 2004, (c) Auslesephase 1992, (d) Auslesephase 2004. Alle Bäume mit einem BHD > 7 cm wurden berücksichtigt. M = bewirtschaftete Bestände;U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre. Unterschiedliche Buchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede (Tukey’s Test, P<0.05). Unterschiede zwischen den Bewirtschaftungsintensitäten wurden für die Altholzbestände 2004 mit einer GLS-ANOVA getestet (t-Tests, multiples α=0.017).

4.1.3.1.3 Volumenzuwachs Der periodische, jährliche Volumenzuwachs der unbewirtschafteten Altholzbestände ist tendenziell höher verglichen mit Beständen im Wirtschaftswald. In der Auslesephase ist derselbe Trend zu beobachten (Tabelle 5). Hier wurde für die OFN-50 Bestände der Zuwachs nicht berechnet, da 1992 nur 2 Probekreise dieser Entwicklungsphase zugeordnet werden konnten. In beiden Wachstumsphasen lassen sich die Unterschiede statistisch nicht absichern, wobei in der Auslesephase der P-Wert des F-Tests bei 0.05 liegt.

53

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern 3

Tabelle 5:

-1

-1

Periodischer, jährlicher Volumenzuwachs (m ha Jahr ), Minimum - Maximum (Range) von Buchenbeständen in Abhängigkeit des Waldentwicklungstyps. Alle Bäume mit einem BHD > 7 cm wurden berücksichtigt. M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre. Pre-mature stage= Reifephase, Selection stage= Auslesephase, na= nicht verfügbar.

Pre-mature stage

Selection stage

Mean ± SE

Range

Mean ± SE

Range

8.02 ± 0.51

0.18 – 19.38

9.79 ± 0.92

1.24 – 40.30

U12

10.94 ± 1.31

6.07 – 17.86

12.30 ± 5.76

1.17 – 20.85

U50

10.80 ± 1.93

4.77 – 15.31

na

11.82 / 26.07

M

4.1.3.1.4 Parametrisierung der Zuwachsfunktion Der Analyse geht die Überlegung voraus, dass die deutlichen Unterschiede in den Vorratshaltungen kaum Auswirkungen auf die Zuwachsleistung der Bestände zeigten. Im Folgenden werden die Buchen-Altholzbestände untersucht, da in dieser Alterstufe vornehmlich die Vorratsanreicherung gesteuert wird. Zur Parametrisierung stand allerdings nur ein kleiner Datensatz zur Verfügung. Da eine gesicherte Aussage auf der Grundlage von nur 84 Probekreisen schwer möglich ist, sind die Ergebnisse als erste Tendenzen zu bewerten. Aufgrund der Kollinearität zwischen der Bestandesgrundfläche und dem Bestandesvolumen (r= 0.85) wurde der Volumenzuwachs als Funktion der Holzvorräte, deren Veränderung innerhalb der Messperiode (Gleichung 2.3), des Bestandestyps und des Standortpotentials modelliert. Die Variation zwischen den Waldstandorten übt keinen Einfluss auf den flächenhaften Volumenzuwachs

aus

(L=

0.97,

d.f.=1,

P=0.32).

Der

Residuenplot

über

der

Vorratsveränderung deutete aber auf eine heteroskedastische Reststreuung hin. Durch die Verwendung

einer

Varianzfunktion,

in

diesem

Fall

eine

Potenzfunktion

der

Vorratsveränderung, konnte das Modell signifikant verbessert werden (L= 5.72, d.f.=1,

54

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

P<0.01). Im Zuge der Auswahl der verschiedenen Kandidatenmodelle stellte sich heraus, dass weder der Bestandestyp noch die Faktoren Wasserversorgung und Oberbodentrophie einen signifikanten Einfluss auf den Bestandeszuwachs besitzen. Das Favoritenmodell enthält als Eingangsgrößen lediglich den Ausgangsvorrat und die Vorratsveränderung. Es zeigt sich, dass bei verschiedenen Ausgangsvorräten die Vorratsentwicklung in den Untersuchungsbeständen einen unterschiedlichen Verlauf nimmt. Daher ist es biologisch plausibel, dass sich der Einfluss des Ausgangsvorrats für stark vorratsakkumulierende Bestände anders verhält als bei einer schwachen Akkumulation oder bei einer Reduzierung des Bestandesvorrats. Es bestätigte sich, dass durch die Verwendung eines bivariaten Regressions-Splines (TPRS) zur Berücksichtigung des Synergieeffekts Ausgangsvorrat – Vorratsveränderung eine weitere Verbesserung der Modellspezifikation erreicht werden konnte (L= 4.47, d.f.=1, P<0.05). Der Volumenzuwachs von Buchenbeständen lässt sich mit folgender Funktion am besten schätzten:

(3.1)

PAIVi = α + ƒ(Vi x ∆Vi ) + ε i mit

ε i ~ N (0,σ 2 ∆Vi



)

wobei:

PAIVi

Periodischer, jährlicher Volumenzuwachs des i-ten Bestandes (m3 ha-1Jahr-1)

α

Interzept

ƒ

2-dimensionale nicht-lineare Funktion, welche die Wechselwirkung zwischen dem Ausgangsvorratseffekt und dem Vorratsveränderungseffekt beschreibt

εi

Zufälliger Fehlerterm des des i-ten Bestandes (m3 ha-1 Jahr-1)

δ

Parameter

zur

Beschreibung

der

heterogenen

Residualvarianz

als

Potenzfunktion der Vorratsveränderung

Mit diesem einfachen Modell lassen sich 92 % der beobachten Variation in den Zuwächsen durch den Ausgangsvorrat und die Vorratsveränderung erklären (Tabelle 6).

55

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 6:

Koeffizienten und statistische Kennwerte der Schätzfunktion des periodischen, jährlichen Bestandeszuwachses.

Estimate

SE

t-value

P-value

8.7418

0.2831

30.87

<0.0001

edf

F-value

P-value

14.07

7.34

<0.0001

Parametric term Intercept

Non-parametric trem s(V x ∆V) Variance component -0.3849

δ

R²adj. = 0.92 Nplots = 84

Der Residuen-Schätzwertplot zeigt eine homoskedastische Varianz (Abbildung A1). Durch die Verwendung der Varianzfunktion konnte der Bias erfolgreich reduziert werden, was der Residuenplot

über

dem

Regressor

Vorratsveränderung

bestätigt.

Die

übrigen

Residualanalysen sind ebenfalls zufriedenstellend (Abbildung A.2). Das Modell liefert damit eine verzerrungsfreie Anpassung der Daten. Der Interaktionseffekt zwischen dem Ausgangsvorrat und der Vorratsveränderung ist in Abbildung 5 dargestellt. Der Verlauf der Iso-Zuwachs-Linien zeigt, dass die Abstände zwischen

den

Isolinien

am

Übergang

von

einer

Vorratsakkumulation

zu

einer

Vorratsreduktion stark variieren. Das bedeutet, dass die Wechselwirkung vor allem bei einer Vorratsabsenkung auftritt. Eine Vorratsabsenkung führt in vorratsarmen und vorratsreichen Beständen zu einem Rückgang des Volumenzuwachses. Darüber hinaus ist ein positiver Einfluss einer Vorratsreduktion für einen Bereich von 380 – 520 m3 ha-1 zu erkennen. Dies wird durch den Peak für Bestände mit mittlerer Vorratshaltung (ca. 450 m3 ha-1) verdeutlicht, wobei hier das Zuwachsniveau noch unter dem von stark vorratsakkumulierende Beständen liegt.

56

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung 5: Geschätzte Zuwachsniveaus in Abhängigkeit des Ausgangsvorrats und der Vorratsveränderung. Dargestellt ist die Wechselwirkung zwischen dem Ausgangsvorrat (x-Achse) und der Vorratsveränderung (y-Achse).

Das Modellverhalten wird im Zusammenhang mit der Diskussion über die Zielvorräte in Kapitel 4.1.4.2.3 näher erläutert.

57

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.3.1.5 Durchmesserverteilung Die Entwicklung der Durchmesserverteilung für die Untersuchungsbestände ist in Abbildung 6 getrennt nach Waldentwicklungstypen in 4 cm Durchmesserklassen dargestellt. Während die Bestände der Reifephase ähnliche Bestandesstrukturen ausbilden, zeigt sich der Einfluss der Bewirtschaftung vor allem in der Auslesephase. In Altholzbeständen wird eine zweigipflige Stammverteilungskurve durch Bewirtschaftung aufrechterhalten, wobei im Laufe der Bestandesentwicklung natürliche Selektionsprozesse ebenfalls zu einem mehrschichtigen Bestandesaufbau führen. Die OFN-50 Altholzbestände sind durch eine Verschiebung von einer leicht linksschiefen zu einer bimodialen Verteilung charakterisiert. Aufgrund der fehlenden Durchforstung sind Bäume im mittleren Durchmesserbereich (Durchmesserklasse 24-36 cm) dominant. Dieser Einfluss zeigt sich noch deutlicher in der Auslesephase. Hier wird durch Bewirtschaftung eine typische plenterwaldartige Stammzahlverteilung mit einem Schwerpunkt in den niedrigen Durchmesserklassen (12-16 cm) erreicht. Im Gegensatz dazu verschiebt sich der Gipfel mit zunehmender Dauer der Nicht-Bewirtschaftung in den mittleren BHD-Bereich (Durchmesserklasse 24-36 cm) ohne dabei den Zwischen- beziehungsweise Unterstand einzubüßen. Typisch für mehr als 50 Jahre ungenutzte Bestände ist eine glockenförmige Stammverteilung.

58

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Reifephase

Auslesephase

M

M

U12

U12

U50

U50

Abbildung 6: Entwicklung der Stammverteilung differenziert nach Waldentwicklungstyp und Inventur. Alle Bäume mit einem BHD > 7 cm sind in der Auswertung berücksichtigt. M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände >12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände >50 Jahre.

59

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Nach einer kurzzeitigen Nutzungsaufgabe sind deutliche strukturelle Unterschiede vor allem in der Auslesephase zu beobachten. Hier zeichnet sich im Laufe der Bestandesentwicklung ein Übergang von einer Plenterwaldkurve (analog MFN) zu einer unimodialen Verteilung (analog OFN-50) ab. Verantwortlich hierfür ist die starke Stammzahlreduktion im Stangenholz und schwachem Baumholz. In der Reifephase ist der Effekt schwach. Der etwas geringer ausgeprägte Unterstand wird durch höhere Stammzahlen im Zwischenstand ausgeglichen. In Bezug auf die Verteilung der herrschenden Bäume sind keine nennenswerten Unterschiede zum Wirtschaftwald festzustellen.

4.1.3.2 Analyse der Wuchsdynamik der Rot-Buche 4.1.3.2.1 Modellparametrisierung und Modellüberprüfung Die explorative Datenanalyse zeigte eine leichte Kollinearität zwischen dem Ausgangsalter und dem Ausgangsdurchmesser (r= 0.74). Mit der Abkehr vom Altersklassenwald-Gedanken sowie der Berücksichtigung der natürlichen Heterogenität im Wuchsverhalten von Bäumen in Naturwäldern, wurde der Stammdurchmesser gegenüber dem Baumalter, als potentieller Prediktor in den Einzelbaummodellen bevorzugt. Vor allem in dichtbestockten Beständen ist der straffe Zusammenhang zwischen dem Baumalter und dem BHD nicht gegeben. Mit zunehmender Dauer der Aufgabe forstlicher Nutzung lockert sich diese Beziehung (MFN: r=0.76, P<0.001, OFN-12: r=0.61, P<0.001, OFN-50: r=0.36, P<0.01). Die Ergebnisse weisen darauf hin, dass die positive Korrelation zwischen dem Baumalter und der Stammstärke nutzungsbedingt ist. Auch zwischen der Ausgangsbaumhöhe und dem Ausgangsdurchmesser war eine Kollinearität zu erkennen (r= 0.87). Aus diesem Grund wurde die Baumhöhe in den weiteren Auswertungen nicht berücksichtigt. Der Faktor Oberbodentrophie

wurde

weder

für

den

Durchmesser-

noch

für

den

Höhen-

beziehungsweise den Volumenzuwachs als signifikante Einflussgröße im Zuge der Variablenselektion ausgewählt.

4.1.3.2.1.1 Durchmesserzuwachs Der Vergleich der Modelle M1 (vollständiges Modell + ε ijk ) versus M2 (vollständiges Modell +

bi + bij + ε ijk ) zeigte eine Modellverbesserung im Sinne des AIC (∆AIC= -160, L= 163.7,

60

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

d.f.=2, P<0.0001). Im Residuen-Schätzwert-Plot beziehungsweise Residuen-BHD-Plot war ein deutlicher Anstieg der Varianz mit zunehmenden Erwartungswerten beziehungsweise BHD-Werten zu erkennen (cone effect). Um die Heteroskedastizität zu berücksichtigen, wurde die Varianz der Residuen als Potenzfunktion des Ausgangsdurchmessers modelliert. Diese Erweiterung führte ebenfalls zu einer Verbesserung des Modells (∆AIC= -129, L= 130.6, d.f.=1, P<0.0001). Gemäß Faraway (2006) können die ermittelten, sehr kleinen PWerte als robust betrachtet werden. Nach statistischen Kriterien lässt sich der periodische, jährliche Durchmesserzuwachs der Buche durch folgendes Modell am Besten beschreiben:

2 PAIDijk = α + β1dbhijk + β 2 dbhijk + β3 BAij + β 4 ∆BAij + β5ST2ij + β 6 (dbhijk x BAij ) +

β 7 (dbhijk x ∆BAij ) + bi + bij + ε ijk bi ~ N(0,σ12 )

mit

b, j ~ N(0, σ 22 )

(3.2)

ε ijk ~ N (0,σ 2 dbhijk



)

wobei:

PAIDijk

Periodischer, jährlicher Durchmesserzuwachs des k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (cm Jahr-1)

α

Interzept

dbhijk

Brusthöhendurchmesser k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im iten Waldstandort (cm)

BAij

Bestandesgrundfläche des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m2 ha-1)

∆BAij

Bestandesgrundflächenveränderung des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m2 ha-1) Bestandestyp des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort

β1,..., β

Koeffizienten der Regressoren

bi

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Waldstandorte

bij

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Probekreise

εijk

Zufälliger Fehlerterm des des k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises

7

STij

im i-ten Waldstandort (cm Jahr-1)

61

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

δ

Parameter

zur

Beschreibung

der

heterogenen

Residualvarianz

als

Potenzfunktion des Ausgangsdurchmessers In der Modellspezifikation (Gleichung 3.2) wird deutlich, dass die Wirkung des nicht-linearen Ausgangsdurchmessereffekts von der Bestandesdynamik (Lang- und Kurzeiteffekte der Bestandesdichte) abhängig ist. Ein positiver Einfluss der interspezifischen Konkurrenz ist ebenfalls zu beobachten. Im Mittel erreichen Buchen in Mischbeständen einen 10 % höheren Durchmesserzuwachs (Tabelle 7).

Tabelle 7:

Koeffizienten und statistische Kennwerte des Modells zum periodischen, jährlichen Durchmesserzuwachs der Buche. Die Werte des Ausgangsdurchmessers (dbh) wurden um den Mittelwert zentriert. σ = geschätzte Standardabweichung;

δ=

Varianzparameter; E = mittlerer Fehler; |E| = mittlerer absoluter Fehler; E² = mittlerer quadratischer Fehler.

-1

PAI of diameter (cm year ) Parameter

Estimate

SE

t-value

P-value

CI-lower

CI-upper

Fixed effects Intercept dbh dbh² BA ∆BA

0.79472 -0.00403 -0.00007 -0.00764 -0.00259

0.04492 0.00155 0.00003 0.00108 0.00152

17.69 -2.61 -2.78 -7.05 -1.70

<0.0001 0.0092 0.0056 <0.0001 0.0897

0.70657 -0.00706 -0.00012 -0.00977 -0.00558

0.88287 -0.00100 -0.00002 -0.00551 0.00040

factor(ST2) dbh * BA dbh * ∆BA

-0.10623 0.00023 0.00030

0.02048 0.00005 0.00007

-5.19 5.08 4.07

<0.0001 <0.0001 0.0001

-0.14652 0.00014 0.00016

-0.06593 0.00032 0.00045

Variance components

δ

-0.37165

σsite

0.08475

σplot

0.14120

σtree (resid.error)

0.62267

Error statistics E |E| E²

-0.03 0.19 0.06

62

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Anteil an der totalen Varianz auf der Baumebene hängt, wie in Gleichung 3.2 beschrieben, von der Größe der BHD-Werte ab. Tendenziell ist die Variation zwischen den Waldstandorten vergleichsweise gering. Der größte Anteil entfällt auf die Baumebene. In Abbildung A.3 ist die Streuung des Residualfehlers in Abhängigkeit des geschätzten Durchmesserzuwachses dargestellt. Das Modellfehler ist gering (mittlerer Fehler: -0.03 cm Jahr-1) und nahezu verzerrungsfrei. Lediglich für Werte von > 0.9 cm Jahr-1 tendiert das Modell zu einer Überschätzung des Zuwachses. Dieser Prognosebereich muss daher als nicht genau eingestuft werden. Betrachtet man die Anzahl der Beobachtungen, die außerhalb einer Spanne von –2 und +2 liegen, in Relation zur Gesamtstichprobenzahl, so ist der Prozentsatz vernachlässigbar gering (Zuur et al. 2007). Der Streuung des Residualfehlers über den Regressoren weist ebenfalls keine Verzerrungen auf (Abbildung A.4). Eine Normalverteilung der Residuen und der EBLUPs (empirical best linear unbiased predictors) der zufälligen Effekte liegt ebenfalls vor (Abbildung A.5). Die Modellannahmen sind somit erfüllt.

4.1.3.2.1.2 Höhenzuwachs Das um zufällige Effekte auf der Wald- und Probekreisebene erweiterte Modell führte zu einer signifikanten Verbesserung (∆AIC= -553, L= 557.2, d.f.=2, P<0.0001). Nach Ermittlung der optimalen Varianzstruktur und Ermittlung der festen Effekte, lieferte das folgende Modell die beste Anpassung an die Daten:

2 PAIH ijk = α + β1dbhijk + β2dbhijk + β3BAij + β4 ∆BAij + β5W2ij + β6 (dbhijk x BAij ) +

2 β 7 (dbhijk x BAij ) + β8 (dbhijk x ∆BAij ) + β 9 (dbhijk x W 2ij ) + bi + bij + ε ijk

(3.3) mit

bi ~ N(0,σ12 )

bij ~ N(0, σ 22 )

ε ijk ~ N (0,σ 2 )

63

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

wobei:

PAIH ijk

Periodischer, jährlicher Höhenzuwachs des k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m Jahr-1)

α

Interzept

dbhijk

Brusthöhendurchmesser k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im iten Waldstandort (cm)

BAij

Bestandesgrundfläche des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m2 ha-1)

∆BAij

Bestandesgrundflächenveränderung des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m2 ha-1) Bodenwasserhaushalt des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort

β 1,..., β

Koeffizienten der Regressoren

bi

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Waldstandorte

bij

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Probekreise

εijk

Zufälliger Fehlerterm des des k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises

9

Wij

im i-ten Waldstandort (m Jahr-1)

Das Höhenwachstum der Buche wird durch steigende Bestandesdichten gefördert. Dabei hängt die Wirkungsweise des nicht-linearen Effekts des Stammdurchmessers von der Modifikation durch Interaktionen mit den Dichteparametern ab. Des Weiteren bestimmt der Bodenwasserhaushalt in Wechselwirkung mit dem BHD die Höhe und den Verlauf der Zuwachswerte. Im Gegensatz zum Durchmessermodell ist ein beträchtlicher Teil der Variation auf der Ebene der Probekreise (50 % der totalen Varianz). zu finden. Einen erwartungsgemäß ebenso hohen Anteil stellt die Baumebene (43 %). Die Variation zwischen den Waldstandorten ist vergleichsweise gering (7 %). Koeffizientenschätzungen und statistische Kennwerte sind in Tabelle 8 aufgeführt.

64

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 8:

Koeffizienten und statistische Kennwerte des Modells zum periodischen, jährlichen Höhenzuwachszuwachs der Buche. Die Werte des Ausgangsdurchmessers (dbh) wurden um den Mittelwert zentriert. σ = geschätzte Standardabweichung; E = mittlerer Fehler; |E| = mittlerer absoluter Fehler; E² = mittlerer quadratischer Fehler.

-1

PAI of height (m year ) Parameter

Estimate

SE

t-value

P-value

CI-lower

CI-upper

Fixed effects Intercept dbh dbh² BA ∆BA

0.23872 -0.01248 0.00020 -0.00070 0.00457

0.04499 0.00171 0.00005 0.00115 0.00158

5.31 -7.29 3.74 -0.61 2.89

<0.0001 <0.0001 0.0002 0.5435 0.0041

0.15044 -0.01584 0.00009 -0.00297 0.00146

0.32700 -0.00912 0.00030 0.00157 0.00767

factor(W 2) dbh * BA dbh² * BA dbh * ∆BA

-0.05126 0.00025 0.00000 0.00025

0.02137 0.00005 0.00000 0.00007

-2.40 4.63 -3.03 3.45

0.0166 <0.0001 0.0025 0.0006

-0.09318 0.00014 -0.00001 0.00011

-0.00934 0.00035 0.00000 0.00040

0.00286

0.00091

3.13

0.0018

0.00107

0.00465

dbh * factor(W 2) Variance components σsite

0.06055

σplot

0.16255

σtree (resid.error)

0.15048

Error statistics E |E| E²

-0.01 0.18 0.05

Der Modellfehler ist ebenfalls gering (mittlere Fehler: -0.01 m Jahr-1). Die Abbildungen A.6 und A.7 zeigen eine verzerrungsfreie Anpassung der Daten. Das ansatzweise zu erkennende diagonale Band in den Residuen (Abbildung A.6) beruht darauf, dass viele Beobachtungen denselben Wert haben (Draper & Smith 1998). Die Varianzhomogenität ist dadurch aber nicht verletzt (Faraway 2005). Auch hier liegen relativ wenige Werte der standardisierten Residuen außerhalb des Bereiches von –2 und 2. Wie bereits dargelegt, ist somit keine ernsthafte Verletzung der Homogenitätsannahme zu erkennen. Die Annahme der Normalverteilung ist auch hier erfüllt (Abbildung A.8).

65

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die negativen Schätzwerte resultieren aus Ungenauigkeiten bei der Höhenmessung, die besonders in dicht bestockten Beständen oder bei Bäumen mit sehr langsamen Höhenwachstum auftreten können (Hasenauer & Monserud 1997).

4.1.3.2.1.3 Volumenzuwachs Die Modellbildung verlief analog der des Durchmesserzuwachsmodells. In Tabelle 9 sind die AIC-Werte der Kandidatenmodelle aufgeführt.

Tabelle 9:

Statistische Kennwerte der Varianzkomponenten des Volumenzuwachsmodells. M1: vollständiges Modell + ε ijk , M2: vollständiges Modell + M3:vollständiges Modell +

Model

df

1 2 3

14 16 17

AIC

-6267.46 -6510.48 -7115.48

BIC

bi + bij + ε ijk ),

bi + bij + var(ε ijk ) = σ 2 dbhijk

logLik

Test

-6193.66 3147.73 -6426.14 3271.24 -7025.87 3574.74

1 vs 2 2 vs 3

L-Ratio



).

P-value

247.02 <0.0001 607.00 <0.0001

Der Volumenzuwachs wird durch den BHD, den Bestandestyp sowie die Dichteparameter Ausgangsbestandesgrundfläche und Bestandesgrundflächenveränderung beeinflusst. Dabei werden Verlauf und Niveau der Vorhersagewerte von den Synergieeffekten zwischen dem Stammdurchmesser und den weiteren Kovariablen modifiziert (Tabelle 10). Das minimale adäquate Modell hat folgende Struktur:

PAIVijk = α + β1dbhijk + β2 BAij + β3 ∆BAij + β 4 ST2 ij + β5 (dbhijk x BAij ) + β6 (dbhijk x ∆BAij ) + β7 (dbhijk x ST2ij ) + bi + bij + ε ijk

(3.4)

66

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

ε ijk ~ N (0,σ 2 dbhijk

bij ~ N(0, σ 22 )

bi ~ N(0,σ12 )

mit



)

wobei:

PAIVijk

Periodischer, jährlicher Volumenzuwachs des k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m3 Jahr-1)

α

Interzept

dbhijk

Brusthöhendurchmesser k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im iten Waldstandort (cm)

BAij

Bestandesgrundfläche des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m2 ha-1)

∆BAij

Bestandesgrundflächenveränderung

des

j-ten

Probekreises

im

i-ten

Waldstandort (m2 ha-1)

STij

Bestandestyp des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort

β1 ,..., β 7 Koeffizienten der Regressoren bi

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Waldstandorte

bij

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Probekreise

εijk

Zufälliger Fehlerterm des des k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m3 Jahr-1)

δ

Parameter

zur

Beschreibung

der

heterogenen

Residualvarianz

als

Potenzfunktion des Ausgangsdurchmessers

In Bezug auf die Aufteilung der Variationskomponenten ist derselbe Trend wie in den Durchmesserzuwachsmodellen

zu

beobachten,

wobei

tendenziell

die

Varianz

auf

Baumebene einen höheren Anteil repräsentiert.

67

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 10:

Koeffizienten und statistische Kennwerte des Modells zum periodischen, jährlichen Volumenzuwachs der Buche. σ = geschätzte Standardabweichung; E = mittlerer Fehler; |E| = mittlerer absoluter Fehler; E² = mittlerer quadratischer Fehler.

3

-1

PAI of volume (m year ) Parameter

Estimate

SE

t-value P-value

CI-lower

CI-upper

Fixed effects Intercept dbh BA ∆BA

0.013679 0.001485 -0.000858 -0.000895

0.006406 0.000189 0.000184 0.000261

2.14 7.85 -4.66 -3.42

0.0330 <0.0001 <0.0001 0.0007

0.001109 0.001114 -0.001221 -0.001409

0.026248 0.001856 -0.000496 -0.000381

factor(ST2) dbh * BA dbh * ∆BA

-0.000019 0.000014 0.000033

0.003430 0.000005 0.000008

-0.01 2.59 3.97

0.9955 0.0097 0.0001

-0.006768 0.000003 0.000016

0.006729 0.000024 0.000049

dbh * factor(ST2)

-0.000226

0.000103

-2.19

0.0289

-0.000429

-0.000023

Variance components

δ

0.925307

σsite

0.006067

σplot

0.011949

σtree (resid.error)

0.000773

Error statistics E |E| E²

-0.002 0.019 0.001

Die Prognose des Volumenzuwachses weist keine Verzerrungen auf (Abbildung A.9 und A.10). Der Bias des Modells ist gering (mittlerer Fehler: -0.002 m3 Jahr-1). Die Annahme der Normalverteilung ist ebenfalls erfüllt (Abbildung A.11).

68

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.3.2.2 Höhen-Durchmesser Beziehung Zur Analyse der Entwicklung der Höhen-Durchmesser-Beziehungen wurden die Modelle aufnahmenperiodisch parametrisiert. Dies kann insofern begründet werden, da sich der Datensatz 2004 für die Naturwälder wesentlich erweitert hat und somit die Aussagegüte zunimmt. Um den Einfluss der Konkurrenz auf die Höhen-Durchmesser-Beziehung zu prüfen, wurden Parameter zur Grundflächenhaltung (BA) und Konkurrenzform (ST) in den Modellen berücksichtigt (vgl. Tabelle A.3). Für beide Inventuren führte die Verwendung eines gemischten Modells mit zufälligen Effekten auf der Wald- und Probekreisebene zu einer deutlichen Modellverbesserung im Sinne des AIC (Modell 2). Die Erweiterung um Zufallssteigungen auf der Ebene der Probekreise konnte das Modell ebenfalls verbessern (Modell 3). Die heterogene Varianz der Residuen wurde durch eine Varianzfunktion berücksichtigt (Modell 4) (Tabelle 11). Tabelle 11:

Statistische Kennwerte der Varianzkomponenten der Höhen-Durchmessermodelle. Modell 1: s(dbh)+s(BA) + ST+ ε ijk .

Model

df

AIC

BIC

logLik

Test

Inventory 1992 1 2 3 4

7 9 11 12

7477.50 6630.20 6518.54 6432.78

7514.44 6677.70 6576.59 6496.11

-3731.75 -3306.10 -3248.27 -3204.39

1 vs 2 2 vs 3 3 vs 4

851.30 115.66 87.76

<0.0001 <0.0001 <0.0001

Inventory 2004 1 2 3 4

7 9 11 12

12067.99 9953.00 9806.12 9744.44

12107.65 10003.99 9868.44 9812.42

-6027.00 -4967.50 -4892.06 -4860.22

1 vs 2 2 vs 3 3 vs 4

2118.99 150.87 63.68

<0.0001 <0.0001 <0.0001

L-Ratio

P-value

Es ist biologisch plausibel, dass sich der Effekt des Ausgangsdurchmessers bei unterschiedlicher Entwicklung der Bestandesdichte anders verhält. Aus diesem Grund wurde getestet, ob die Verwendung eines Tensorprodukt-Splines zu einer Verbesserung der

69

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Modellspezifikation führt. Durch die Berücksichtigung der Wechselwirkung zwischen dem Durchmesser- und Bestandesgrundfläche konnte das Modell für die Folgeinventur 2004 weiter verbessert werden (∆AIC= - 7.96). Die resultierenden additiven gemischten Modelle lauten: Erstinventur 1992

TH ijk = α + ƒ1(dbh ijk ) + ƒ 2 (BA ij ) + β ST2 ij + bi + b0,ij + b1,ij (dbhijk ) + ε ijk 2 mit bi ~ N (0, σ site )

b0,ij ~ N (0,σ 02 plot )

b0,ij ~ N (0,σ 12 plot )

ε ijk ~ N (0,σ 2 BAij

(3.5) 2δ

)

wobei:

TH ijk

Höhe des k-ten Baumes im j-ten Probekreis des i-ten Waldstandortes(m)

α

Interzept

dbhijk

Brusthöhendurchmesser k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im iten Waldstandort (cm)

BAij

Bestandesgrundfläche des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m2 ha-1)

STij

Bestandestyp des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort

β

Koeffizient des Regressors

ƒ1, ƒ 2

Nicht-lineare Funktionen zur Beschreibung der Regressoreneffekte

bi

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Waldstandorte

b0,ij

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Probekreise (Interzept)

b1,ij

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Probekreise (Steigung)

εijk

Zufälliger Fehlerterm des des k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m)

δ

Parameter

zur

Beschreibung

der

heterogenen

Residualvarianz

als

Potenzfunktion der Bestandesgrundfläche

70

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Folgeinventur 2004

TH ijk = α + ƒ(dbh ijk x BA ij ) + β ST2 ij + bi + b0,ij + b1,ij (dbhijk ) + ε ijk 2 mit bi ~ N (0, σ site )

b0,ij ~ N (0,σ 02 plot )

b0,ij ~ N (0,σ 12 plot )

(3.6)

ε ijk ~ N (0,σ 2 BAij



)

wobei:

TH ijk

Höhe des k-ten Baumes im j-ten Probekreis des i-ten Waldstandortes(m)

α

Interzept

dbhijk

Brusthöhendurchmesser k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im iten Waldstandort (cm)

BAij

Bestandesgrundfläche des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m2 ha-1)

STij

Bestandestyp des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort

β

Koeffizient des Regressors

ƒ

2-dimensionale nicht-lineare Funktion, die die Wechselwirkung zwischen dem Brusthöhendurchmessereffekt und dem Bestandesgrundflächeneffekt beschreibt

bi

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Waldstandorte

b0,ij

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Probekreise (Interzept)

b1,ij

Zufälliger Effekt auf der Ebene der Probekreise (Steigung)

εijk

Zufälliger Fehlerterm des des k-ten Baumes innerhalb des j-ten Probekreises im i-ten Waldstandort (m)

δ

Parameter

zur

Beschreibung

der

heterogenen

Residualvarianz

als

Potenzfunktion der Bestandesgrundfläche

Die R²-Werte (erklärter Anteil der Variation = Devianz) beider Modelle sind > 0.8, das bedeutet, dass in der Erstinventur 83 % und in der Folgeinventur 81 % der beobachten Variation in den Baumhöhen durch den Stammdurchmesser, die Bestandesgrundfläche und den Bestandestyp erklärt werden können (Tabelle 12 und 13).

71

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 12:

Parameterschätzer des additiven gemischten Modells zur Beschreibung der HöhenDurchmesser-Beziehung der Buche der Erstinventur 1992.

Parametric term Intercept factor(ST2)

Estimate

SE

t-value

P-value

23.4232

0.2598

90.17

<0.0001

2.1344

0.4024

5.30

<0.0001

edf

F-value

P-value

6.21 4.09

125.58 12.03

<0.0001 <0.0001

Non-parametric trems s(dbh) s(BA) Variance components

δ

0.5195

Var(b)site

0.1079

Var(b0)plot

16.8849

Var(b1)plot

0.0113

Cov(b0,b1)

-0.2867

σ²tree (residual variance)

0.0692

R²adj. = 0.83 Ntrees = 1451

72

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 13:

Parameterschätzer des additiven gemischten Modells zur Beschreibung der Höhen-Durchmesser-Beziehung der Buche der Folgeinventur 2004.

Parametric term Intercept factor(ST2)

Estimate

SE

t-value

P-value

26.5078

0.4224

62.75

<0.0001

2.4436

0.4010

6.09

<0.0001

edf

F-value

P-value

17.59

55.66

<0.0001

Non-parametric trem s(dbh x BA) Variance components

δ

0.4585

Var(b)site

1.4465

Var(b0)plot

24.4318

Var(b1)plot

0.0088

Cov(b0,b1)

-0.3209

σ²tree (residual variance)

0.0981

R²adj. = 0.81 Ntrees = 2137

Für beide Inventuren sind die Modellannahmen erfüllt (Abbildung A.12 bis A.17). In den Residuen des Modells für die Folgeinventur ist eine leichte Abweichung von einer Normalverteilung zu erkennen (Abbildung A.17 links). Dies ist aber kein ernsthaftes Problem, da die Stichprobenzahl (n=2137) groß ist. (Fitzmaurice et al. 2004).

73

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Einfluss des Stammdurchmessers und der Bestandesgrundfläche auf die Baumhöhe ist für die Erstinventur in Abbildung 7 dargestellt.

(a)

(b)

Abbildung 7: Vorhersagewerte der Smoother für (a) den Durchmessereffekt und (b) den Bestandesgrundflächeneffekt der Erstinventur 1992. Die Y-Achse repräsentiert den Beitrag des Smoothers zu den Vorhersagewerten. Die gepunkteten Linien repräsentieren das 95%Konfidenzintervall.

Der Einfluss des Stammdurchmessers äußert sich in einem typischen sigmodialen Kurvenverlauf, mit starkem Höhenwachstum in der Jugend und Kulmination bei ca. 45 cm. Mit zunehmender Baumreife hält das Wachstum zwar an, ist aber deutlich verlangsamt. Die Bestandesgrundfläche besitzt bis zu einer Grundflächenhaltung von ca. 30 m2 ha-1 einen positiven Einfluss auf die Baumhöhe, während in einer Spanne von 30 - 45 m2 ha-1 nur eine marginaler Effekte zu beobachten ist. Bei einem Schwellenwert von ca. 45 m2 ha-1 führt zusätzlicher Konkurrenzdruck zu keinem weiteren Höhenwachstumsimpuls für die Buche. Der Trend in Richtung negativer Effekt ist aufgrund der geringen Anzahl an Probekreisen mit

74

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Grundflächen von über 50 m2 ha-1 und damit mit weiten Konfidenzintervallen schwach abgesichert. Während 1992 der BHD-Effekt für alle Bestandesdichten gleich ist, ändert sich im Verlauf der beobachteten Bestandesentwicklung der Einfluss der Stammstärke in Abhängigkeit der Konkurrenzsituation (Abbildung 8).

Abbildung 8: Geschätzte 2-dimensionale Funktion der Baumhöhe für die Folgeinventur 2004.

Es

ist

zu erkennen, dass

Bestandesdichte

verschieben.

Bestandesgrundfläche ist

ƒ (BHD, Bestandesgrundfläche) zur Vorhersage

sich die Kulminationszeitpunkte in Abhängigkeit

der

Die Wechselwirkung

der

zwischen

dem

BHD

und

für stark dimensionierte Buchen deutlich abgeschwächt. Der

stärkste Effekt ist für Bäume im mittleren Baumholz zu beobachten.

75

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Zu

beiden

Inventurzeitpunkten

kann

ein

signifikanter

Effekt

der

Konkurrenzform

nachgewiesen werden. Intraspezifische Konkurrenz veranlasst die Buche zu einem durchschnittlich besseren Höhenwachstum. Im Mittel sind Buchen in Reinbeständen um ca. 2 m höher als Buchen, die in Mischung wachsen (1992: 2.1 m; 2004: 2.4 m).

4.1.3.2.3 Modellverhalten 4.1.3.2.3.1 Einzelbaumzuwachs in Abhängigkeit der Bestandesdichte Zur Quantifizierung des Einflusses der Bewirtschaftungsintensität werden die Zielvariablen für die Populationsmittel der Bestandesgrundfläche und der Bestandesgrundflächenveränderung der jeweiligen Untersuchungsvarianten (MFN, OFN-12 & OFN-50) geschätzt. Zur Gewährleistung der Plausibilität der Prognosewerte, beschränkt sich die Darstellung des Modellverhaltens auf eine durch die Daten abgesicherte BHD-Spanne von 17 bis 70 cm (Interpolation). Die

Straten

(Wirtschaftswälder

vs

Naturwälder)

lassen

sich

gut

über

die

Grundflächenhaltungen abbilden (Tabelle 14). Es wurde bereits in Kapitel 4.1.2.1 erwähnt, dass die Parametrisierung nicht nach Straten erfolgte. Die hier gewählte Vorgehensweise zeigt demnach das mittlere Wuchsverhalten der Buchenpopulation in Wirtschafts- oder Naturwäldern. Tabelle 14:

GLS-ANOVAs für die Bestandesdichteparameter der Einzelbaumzuwachsmodelle (Mittelwert ± Stand.Fehler und Variationskoeffizient CV). M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände >12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände >50 Jahre. Unterschiedliche Buchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede (t-Tests, multiples α= 0.017).

-1

-1

BA (m² ha )

∆BA (m² ha )

Mean ±SE

M U12 U50

CV (%)

a

28.78 ± 0.36 a 29.77 ± 0.61 b 36.16 ± 1.29

0.42 0.24 0.30

Mean ±SE

CV (%)

a

3.97 ± 0.24 b 5.28 ± 0.38 c 9.12 ± 1.19

2.06 0.81 1.11

76

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Durchmesserzuwachs Mit zunehmender Baumreife

sinkt

der

Einfluss

der

Bestandesdichte

auf

den

Durchmesserzuwachs (Abbildung 9). In den schwachen Durchmesserbereichen (20 - 40 cm) ist ein negativer Effekt steigender Grundflächen zu beobachten. Eine Reduktion der Grundflächenhaltung um 5 m2 ha-1 führt bei schwachen Buchen (BHD 20 cm) durchschnittlich zu einer 12 %-igen Zuwachsteigerung. Dabei ist der Effekt der Grundflächenabsenkung in dicht bestockten Beständen höher (18 % bei BA 50 m2 ha-1) als in schwach bestockten Beständen (8 % bei BA 15 m2 ha-1). Der Lichtungszuwachs bei Buche mit BHD 40 cm beträgt im Mittel 5 % (Spanne 4 - 6 %) pro Grundflächenabsenkung um 5 m2 ha-1. Die Mittelstellung nehmen Buchen mit einer Stammstärke von 30 cm ein. Hier beträgt die mittlere Zuwachssteigerung 8 % (Spanne 6 - 11 %). Buchen mit einem Zielstärkedurchmesser von 65 cm zeigen über den gesamten beobachteten Durchmesserbereich konstante Zuwächse. Das Zuwachsverhalten starker Buchen ist demzufolge nahezu unbeeinflusst von der Bestandesdichte.

Abbildung 9:

Einfluss

der

Bestandesdichte

auf

den Durchmesserzuwachs

der

Buche

in

Mischbeständen für unterschiedliche Stammdurchmesser. Die Schätzung beruht auf den in Tabelle 7 aufgeführten Koeffizienten. Für ∆BA wurde das Populationsmittel (4.4 2

-1

m ha ) eingesetzt.

77

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Reaktion der Buche auf kurzfristige Veränderungen des Standraumangebotes ist tendenziell gleich (Abbildung 10). Allerdings ist hier nur für das schwache Baumholz ein deutlich positiver Effekt auf eine Grundflächenreduktion zu beobachten.

Abbildung 10: Einfluss der kurzzeitigen Veränderung der Bestandesdichte (1992-2004) auf den Durchmesserzuwachs

der

Buche

in

Mischbeständen

für

unterschiedliche

Stammdurchmesser. Die Schätzung beruht auf den in Tabelle 7 aufgeführten 2

-1

Koeffizienten. Für BA wurde das Populationsmittel (29.3 m ha ) eingesetzt.

Das Modellverhalten für den Vergleich der Bewirtschaftungsintensitäten ist in Abbildung 11 dargestellt. Der Verlauf der Schätzfunktionen bestätigt die unterschiedliche Wuchsdynamik der Buche. Hier zeigt sich, dass bei hohen Bestandesgrundflächen, charakteristisch für langjährig undurchforstete Bestände, der Durchmesserzuwachs im geringen und mittleren Baumholz deutlich niedriger ist als der von Buchen, die unter “entspannteren“ Konkurrenzverhältnissen wachsen, typisch für regelmäßig durchforstete und kurzfristig undurchforstete Bestände. Diese Differenz verringert sich jedoch mit zunehmender Baumstärke. Des Weiteren ist zu beobachten, dass die Unterschiede im mittleren

78

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Wuchsverhalten von Buchen in bewirtschafteten und kurzfristig unbewirtschafteten Beständen marginal sind.

Abbildung 11: Durchmesserzuwachs

der

Buche

in

Mischbeständen

über

dem

Ausgangsdurchmesser. Die Kurven repräsentieren das mittlere Wuchsverhalten von __

Buchen in forstlich genutzten ( ), > 12 Jahre ungenutzten (---) und > 50 Jahre ungenutzten (····) Beständen. Die Schätzung beruht auf den in Tabelle 7 aufgeführten Koeffizienten.

Höhenzuwachs In Bezug auf den Höhenzuwachs ist ein entgegengesetzter Trend zu beobachten. Der Effekt des Ausgangsdurchmessers auf den Höhenzuwachs in Abhängigkeit der Konkurrenzsituation ist in Abbildung 12 für unterschiedliche Bodenwasserregime dargestellt.

79

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(a)

(b)

Abbildung 12: Höhenzuwachs

der

Buche

über

dem

Ausgangsdurchmesser.

Die

Kurven __

repräsentieren das mittlere Wuchsverhalten von Buchen in forstlich genutzten ( ), > 12 Jahre ungenutzten (---) und > 50 Jahre ungenutzten (····) Beständen. (a) Grundund stauwasserfrei Standorte, (b) grund- und stauwasserbeeinflusste Standorte. Die Schätzung beruht auf den in Tabelle 8 aufgeführten Koeffizienten.

80

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Auf grund- und stauwasserfreien Standorten ist für das mittlere Wuchsverhalten von Buchen in forstlich genutzten und mehr als 12 Jahre forstlich ungenutzten Beständen ein typischer Höhenzuwachsgang zu beobachten, das heißt mit zunehmendem BHD sinkt der Zuwachs. Der umgekehrt sigmodiale Kurvenverlauf des Höhenzuwachses über dem BHD wird allerdings durch steigenden Konkurrenzdruck modifiziert. Dies resultiert für Buchen, die unter hoher Konkurrenz wachsen - charakteristisch für langfristig forstlich ungenutzte Bestände unabhängig

von

der

Baumstärke,

in

tendenziell

konstanten

Zuwachswerten.

Die

Unterschiede zwischen den Bewirtschaftungsintensitäten werden mit zunehmenden Durchmesser größer, so dass bei gleichem Zieldurchmesser von 65 cm die Zuwachsleistung der Buche in dicht bestockten Beständen (BA 36.2 m2 ha–1, ∆BA 9.1 m2 ha–1) im Mittel um 40 % höher ist wie bei gleichstarken Buchen in bewirtschafteten Beständen (BA 28.8 m2 ha–1, ∆BA 4.0 m2 ha–1). Das

Vorhandensein

von

Wasserüberschuss

reduziert

den

Höhenzuwachs

um

durchschnittlich 9 %. Unterschiede im Wuchsverhalten sind ebenfalls auszumachen, wobei das Niveau zwischen den Bewirtschaftungsintensitäten unverändert bleibt. So steigt die Ausgleichskurve über dem BHD der OFN-50 Bestände fast linear an. Der Wendepunkt der Zuwachskurve der MFN und OFN-12 Bestände liegt bei einem BHD von ca. 45 cm, so dass auch hier ein leicht ansteigender Trend mit zunehmender Baumstärke zu beobachten ist.

81

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Volumenzuwachs Die Ausgleichsgeraden sind für Mischbestände dargestellt (Abbildung 13). Im Durchschnitt ist der Volumenzuwachs von Buchen in Mischbeständen um 10 % erhöht. Erwartungsgemäß steigt der Volumenzuwachs des Einzelbaumes mit zunehmendem Stammdurchmesser an. Die Zuwachsgeraden verlaufen in Reinbeständen marginal flacher. Deutliche Differenzen im mittleren Wuchsverhalten

der

Buchenpopulation

zwischen

forstlich

genutzten

und

ungenutzten Beständen sind nicht zu erkennen. Ein Rückgang des Volumenzuwachses des Einzelbaumes aufgrund von einer mehr als 50-jährigen forstlichen Nutzungsaufgabe ist für das Populationsmittel der Buchen nicht zu beobachten.

Abbildung 13: Volumenzuwachs der Buche in Mischbeständen über dem Ausgangsdurchmesser. Die Ausgleichsgeraden repräsentieren das mittlere Wuchsverhalten von Buchen in __

forstlich genutzten ( ), > 12 Jahre ungenutzten (---) und > 50 Jahre ungenutzten (····) Beständen. Die Schätzung beruht auf den in Tabelle 10 aufgeführten Koeffizienten.

82

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.3.2.3.2 Höhen-Durchmesser-Beziehung in Abhängigkeit der Bestandesdichte Auch hier wird zur Quantifizierung des Bewirtschaftungseffekts die Baumhöhe für die Populationsmittel der Bestandesgrundfläche der jeweiligen Untersuchungsvarianten (MFN, OFN-12 & OFN-50) geschätzt (vgl. Vorbemerkungen aus Kapitel 4.1.3.2.2.1). Die Bestandesdichten zur Prognose der Straten (Wirtschaftswälder vs Naturwälder) sind in Tabelle 15 aufgeführt.

Tabelle 15:

GLS-ANOVAs für die Bestandesgrundflächen 1992 & 2004 (Mittelwert ± Stand. Fehler und Variationskoeffizient CV). M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände >12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände >50 Jahre. Unterschiedliche Buchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede (t-Tests, multiples α=0.017).

Inventory 1992 Mean ±SE

Inventory 2004 CV (%)

Mean ±SE

CV (%)

0.42

32.74 ± 0.29

a

0.30 0.25 0.24

28.78 ± 0.36

a

U12

29.77 ± 0.61

a

0.24

36.40 ± 0.47

b

U50

36.16 ± 1.29

b

0.30

47.20 ± 0.62

c

M

Da die Grundflächenhaltung durch Pflegeeingriffe und/oder Nutzung reduziert werden kann, spielen Konkurrenzeffekte vor allem in dicht bestockten Beständen der Naturwälder eine zunehmende Rolle. Abbildung 14 zeigt die Reaktion der Buche auf unterschiedliche Konkurrenzverhältnisse. Dargestellt ist das mittlere Wuchsverhalten der Buchenpopulation in Reinbeständen.

83

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(a)

(b)

Abbildung 14: Entwicklung

der

Höhen-Durchmesser-Beziehung

in

Abhängigkeit

der

Bewirtschaftungsintensität in Reinbeständen. Die Kurven repräsentieren das mittlere __

Wuchsverhalten von Buchen in forstlich genutzten ( ), > 12 Jahre ungenutzten (---) und > 50 Jahre ungenutzten (····) Beständen. (a) Erstinventur 1992, (b) Folgeinventur 2004. Die Schätzung beruht auf den in den Tabellen 12 & 13 aufgeführten Koeffizienten.

Eindeutige Differenzen in der Wachstumsdynamik lassen sich erst nach mehr als 50-jähriger Nutzungsaufgabe beobachten. Für alle Bewirtschaftungsintensitäten ist ein sigmodialer Kurvenverlauf zu erkennen. Wie die Smoother für die Erstinventur bereits andeuteten (Abbildung 7), zeichnen sich 1992 Unterschiede im Niveau, aber nicht in der Form der Höhenkurven, ab. In den dicht bestockten Beständen des Naturwaldes Schattiner Zuschlag (OFN-50) sind die Buchen in allen Stammdimensionen im Mittel um 0.65 m höher verglichen mit dem Naturwald Hevenbruch (OFN-12) und den Wirtschaftswäldern (MFN). Im Laufe der Bestandesentwicklung zeichnet sich eine Verschiebung des Kulminationszeitpunktes ab. Zum Zeitpunkt der Folgeinventur kulminiert die Wuchshöhe der Buche in langfristig ungenutzten Beständen früher (ca. 45 cm) als in kurzfristig unbewirtschafteten (ca. 50 cm) und bewirtschafteten Beständen (ca. 55 cm). Die Wachstumsrate bis zum Erreichen des

84

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Kulminationszeitpunktes ist von Buchen in langfristig undurchforsteten Beständen deutlich höher. Als Folge der ständigen Konkurrenzreduktion in bewirtschafteten Beständen, bleibt die

Höhen-Durchmesser-Beziehung

nahezu

konstant,

während

zunehmender

Konkurrenzdruck in den Naturwäldern dazu führt, dass die durchschnittlichen Baumhöhen im mittleren bis starken Baumholz deutlich über denen der bewirtschafteten Bestände liegen. In diesen Stammdimensionen bewegen sich die Unterschiede in einer Spanne von 0.9 bis 1.8 Meter. Die unterschiedliche Konkurrenzdynamik äußert sich auch in den Maximalhöhen. Die höchsten Buchen mit zugleich schlanken Schäften wachsen in den OFN-50 Beständen (Tabelle 16). Tabelle 16: Beobachtete Baumhöhen, Stammdurchmesser und Höhen-Durchmesser-Relation der Buche in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität. Dargestellt sind die jeweils 5 höchsten Bäume aus verschiedenen Probekreisen für die Daten der Folgeinventur 2004. M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre.

Height (m)

dbh (cm)

h/d-ratio

M M M M M

41.3 41.0 41.0 39.5 39.0

70.1 73.3 65.0 61.8 52.6

0.59 0.56 0.63 0.64 0.74

U12 U12 U12 U12 U12

42.0 41.0 41.0 40.8 40.6

54.6 61.1 84.9 71.5 68.8

0.77 0.67 0.48 0.57 0.59

U50 U50 U50 U50 U50

49.6 48.6 46.0 45.5 45.0

44.9 61.0 53.8 45.3 52.4

1.11 0.80 0.86 1.00 0.86

85

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.3.3 Schaftentwicklung Die Förderung der Z-Bäume ist langfristig nur dann sinnvoll, wenn die ausgewählten Bäume sich qualitativ nicht verschlechtern. Abbildung 15 zeigt die qualitativen Umsetzungsprozesse (1992 bis 2004) aller Buchenstämme in bewirtschaften und unbewirtschafteten Beständen.

A

A to B

B to A

B

B to C

C to B

C

100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%

Referenzfläche

Wirtschaftswald

Abbildung 15: Veränderungen der Schaftqualität (1992 bis 2004) der erfassten Buchenstämme in bewirtschafteten und unbewirtschafteten Beständen.

Die Ergebnisse deuten darauf hin, dass die Umsetzungsprozesse im Wirtschaftswald und in den Referenzflächen weitgehend identisch sind. Der mit Abstand größte Teil der Bäume behält offensichtlich die schon 1992 eingestufte Qualität. Interessant und mit wesentlicher Bedeutung für die langfristige Förderung der Z-Bäume wird diese Aufnahme jedoch erst, wenn ein Untersuchungszeitraum von mehr als 40 Jahren vorliegt. Betrachtet man den Einfluss der Bewirtschaftungsintensität auf die Schaftqualität (Abbildung 16), so zeigt sich ein überraschendes Ergebnis:

86

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Anteil an Buchenstammholz mit Güteklasse B und besser ist in allen drei untersuchten Starten mehr oder weniger gleich hoch, wobei der Anteil an Buchenstammholz mit (sehr) guter Qualität, das heißt besser B, in den nicht bewirtschafteten Probekreisen höher ist. Der akkumulierte absolute Vorrat mit guter Schaftqualität ist in den Naturwäldern, aufgrund der höheren Vorräte, deutlich höher als in den bewirtschafteten Beständen.

besser B

B-Holz

schlechter B

100% 90%

85.9

89.2

152.6

80%

Efm o. R.

70% 60% 50%

201.5 336.4

231

40% 30% 20% 10%

121.4 51.7

135.3

0% MFN

OFN-12

OFN-50

Bewirtschaftungsintensität

Abbildung 16: Güteklassen der Buche mit BHD > 30 cm für den Derbholzvorrat 2004 buchendominierter Bestände in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität.

87

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Einfluss der Bewirtschaftungsintensität auf die Schaftlänge ist in Abbildung 17 dargestellt.

besser B

B

C

schlechter C

20 18 16

4.2

6.2

Länge (m)

14 12

3.6 5.5

10 8

6.1

6

4.8

4 2 0

5.9

4.5

3.3 3.0

2.5

OFN-12

OFN-50

0.9

MFN

Bewirtschaftungsintensität

Abbildung 17: Durchschnittliche Schaftlänge und –qualität von Buchen der Reifephase in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität.

Mit zunehmender Nutzungsaufgabe steigt die Schaftlänge. Im Vergleich zu Buchen aus bewirtschafteten Beständen sind die Schäfte von Buchen der OFN-12 Bestände im Mittel um 3.7 m und Buchen der OFN-50 Bestände um 5.3 m länger. Die durchschnittliche Länge der Holzsegmente mit Güteklassen B und “besser B“ von Buchen aus Wirtschaftswäldern ist deutlich geringer als von Buchen, die in Naturwäldern wachsen. Wesentliche Differenzen zwischen den Naturwäldern zeigen sich nur im obersten Stammstück. Die Unterschiede in der Ausprägung von Segmenten mit guten Holzqualitäten (B und “besser B“) sind vergleichsweise gering.

88

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.4

Diskussion

4.1.4.1 Methodendiskussion

4.1.4.1.1 Forschungsansatz Die

Auswahl

der

Probeflächen

beeinflusst

das

Ergebnis.

Das

verwendete

Stichprobenverfahren auf der Basis rasterbasierter Probeflächen unterscheidet sich von einer subjektiven Flächenauswahl durch die flächenrepräsentative Aussage über den Zustand und die Entwicklung waldwachstumskundlicher Kenngrößen. Diese Methodik hat sich für vergleichende Untersuchungen zwischen Natur- und Wirtschaftswäldern bewährt (Meyer et al. 2001). Das auf einer dynamischen Naturauffassung basierende prozessorientierte Waldverständnis wird seit den 90-er Jahren verstärkt in der forstlichen Literatur diskutiert (Scherzinger 1990, Fischer 1992, Picket et al 1992, LANA 1993, Leibundgut 1993, Peterken 1993, Sturm 1993, Otto 1995, Peterken 1996, Plachter 1996, Scherzinger 1996, Westphal 2001). Die daraus hervorgegangenen Waldbaukonzepte orientieren sich mehr oder weniger an der natürlichen Walddynamik, so dass die Bedeutung von Urwäldern und Naturwäldern als Referenz für eine naturnahe Waldbewirtschaftung weitgehend unbestritten ist (u.a. Schütz 1986, Meyer & Spellmann 1997, Parviainen et al. 2000, Commarmot et al. 2007, Kluttig 2007). Dennoch sind die Erkenntnisse nicht vorbehaltlos auf Wirtschaftwälder zu übertragen (Meyer 1997). Unterschiedliche

vegetationsgeographische

und

orographische

Ausprägungen

sind

limitierende Faktoren in Bezug auf den Vergleich mit Urwäldern. Naturwälder sind aus der Nutzung entlassene Wälder, deren Wirtschaftswaldcharakter nach Koop (1989) noch einige Jahrhunderte nachweisbar ist. Für ertragskundliche Untersuchungen ist dies eher vorteilhaft, da hier der Nutzungsaspekt im Vordergrund steht. Auswirkungen von kurz-, mittel- oder langfristigen

Nutzungsverzichten

lassen

sich

an

einer

anthropogen

vorgeprägten

Naturwalddynamik gut studieren, um Fragen der Eingriffsstärke und –intensität zu klären. Unter strukturellen Gesichtspunkten sind waldbauliche Umsetzungen weitaus schwieriger. Das natürliche Störungsregime wird von vielen Autoren als geeignetes Leitbild für einen naturnahenn Waldbau verstanden (vgl. Roberts 2007). Ein strukturelles Merkmal von Buchen-Urwäldern und Buchen-Naturwäldern sind Einzelbaumlücken. Die Nachahmung von Einzelbaumlücken, durch einzelstamm- bis truppweise Zielstärkennutzung, ist aber in zweifacher

Hinsicht

problematisch.

Erstens

bestehen

zwischen

natürlichen

und

anthropogenen Störungen grundsätzliche Abweichungen (Niemelä 1999). Zweitens werden

89

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

speziell in Buchenwäldern, Kronendachlücken meist schnell wieder geschlossen (Kaber 2007),

weshalb

die

gewünschte

Bestandesheterogenität

beziehungsweise

der

Verjüngungsdynamik oftmals durch weitere forstliche Maßnahmen herbeigeführt werden muss. Kontroverse Diskussionen bezüglich des Prozessschutz-Gedankens15 basieren oftmals auf unterschiedlichen begrifflichen Definitionen. Jedicke (1995) stellt hierzu klar, dass die Definition von Prozessschutz auf „anthropogene Nutzungsprozesse“ ausgeweitet werden muss, da der Naturschutz vornehmlich Kulturlandschaften schützen will. Das Motto vieler Wald-Nationalparke „Natur Natur sein lassen“ trifft demzufolge auf das hier untersuchte Waldbaukonzept nicht zu (vgl. Fußnote 4).

4.1.4.1.2 Nutzungsgradient Die Erfassung des reinen Nutzungseffekts auf das Wuchsverhalten von Buchenbeständen war Ziel und zugleich Herausforderung dieser Arbeit. Versucht man den Nutzungseffekt über die Bildung von Nutzungsstraten zu quantifizieren, treten generell zwei Schwierigkeiten auf. Erstens kann der Effekt der ausgeschiedenen drei Bewirtschaftungsintensitäten potentiell mit anderen Effekte, wie zum Beispiel Standortseffekte, vermengt sein, da der Gradient der Nullnutzung auf jeweils nur einer großräumigen Waldfläche basiert. Zweitens kann nicht davon ausgegangen werden, dass alle Probekreise in den Wirtschaftswäldern dieselbe Behandlung (treatment effect) erfahren haben. Dies bedeutet, dass die Durchforstungsstärke und/oder die Nutzung mit den Probekreisen variiert und die Stratenbildung deshalb zu einem Aggregationsbias und zu einem Informationsverlust der biologisch bedingten Variation führen kann. Um dieser Problematik zu begegnen, wurden die Wachstumsanalysen mit Hilfe eines mixed-modelling Ansatz durchgeführt, der im nachfolgenden Kapitel näher diskutiert wird. Bei diesem Modellansatz erfolgte die Quantifizierung des Nutzungseffekts nicht über eine Stratifizierung, sondern über die probekreisspezifische Grundflächenhaltung. Aussagen für die drei Bewirtschaftungsintensitäten (MFN, OFN-12, OFN-50) können anhand der im Kapitel 4.1.3.2.2.1 beschriebenen Vorgehensweise getroffen werden.

15

„Naturgeschehen ist von permanenter Dynamik geprägt, es kennt keine Zustände“ (Scherzinger 2007).

90

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.4.1.3 Datenanalyse Daten aus Wiederholungsinventuren bilden geeignete Ausgangsinformationen zur Herleitung von Einflussgrößen für Waldwachstumsmodelle (Heuer 1992). Einhergehend mit der zunehmenden Abkehr von Ertragstafelmodellen beziehungsweise dem Konzept von Altersklassenwäldern, Waldbewirtschaftung

werden heute

Prognosemodelle

verstärkt

als

im

geeignete

Sinne

einer

Hilfsmittel

zur

nachhaltigen Ableitung

von

Bewirtschaftungskonzepten betrachtet (Pretzsch & Kahn 1995, Hasenauer 2006b). Dabei gewinnt der Einsatz von einzelbaumbasierten Modellen besonders für naturnahe Waldbaukonzepte in der forstlichen Praxis an Bedeutung (Pretzsch 1992, Pretzsch et al. 2002a).

Aufgrund

der

starken

Abweichungen

zwischen

den

Prognosen

der

Ertragstafelmodellen und den tatsächlich gemessenen Bestandesentwicklungen (Spellmann 1991, Untheim 2000, Mund et al. 2002) stützen sich neuere waldwachstumskundliche Forschungen auf die Entwicklung des Einzelbaumes. Mit diesem Ansatz lassen sich komplexe Synergieeffekte zwischen individuellen Bäumen, ihrem Wuchsumfeld und dem Standort abbilden. Dabei wird der Bestand als Aggregation des Einzelbaumwachstums verstanden. Unter Berücksichtigung der individuellen Wuchsdynamik können somit exaktere Prognosen für das Bestandesswachstum getroffen werden (Pretzsch et al. 2002b). Die im Rahmen dieser Studie durchgeführten Analysen erheben nicht den Anspruch, die Bestandes- beziehungsweise Einzelbaumentwicklung vollständig abzubilden. Wesentliche Module eines Einzelbaumwachstumssimulators, wie Verjüngung und Überlebensstatus, wurden

nicht

erfasst.

Ein

auf

einer

gesicherten

Datengrundlage

basierendes

Bestandeszuwachsmodell konnte ebenfalls nicht parametrisiert werden. Das Teilziel der Arbeit,

die

regressionsanalytische

Herleitung

von

Modellen

zur

Schätzung

des

Einzelbaumzuwachses und der Höhen-Durchmesser-Beziehung, wurde dennoch erreicht. Die

Begründungen

und

Vorteile

der

verwendeten

Regressionsmethoden

werden

nachfolgend diskutiert. In den letzten Jahren hat der Einsatz von gemischten Modellen im Bereich der forstlichen Biometrie stark zugenommen (Überblick u.a. in Calegario et al. 2005 und Trincado et al. 2007), da ertragskundliche Daten typischerweise aus Wiederholungsmessungen an Bäumen in permanenten Probekreisen oder –flächen stammen. Demzufolge handelt es sich in vielen Fällen bei den vorliegenden Messdaten um Longitudinaldaten (wiederholte Beobachtungen am selben Objekt) oder Clusterdaten (hierarchisch strukturierte Daten). Solch eine Datenstruktur bedingt eine Analyse mit gemischten Modellen. Unterschiedliche Korrelationen und Varianzen können im Modell berücksichtigt werden, was in wesentlich exakteren

91

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Parameterschätzungen resultiert (Gregoire et al. 1995, Hall & Clutter 2004). Durch die Verwendung gemischter Modelle konnte anhand der festen Regressionskoeffizienten (feste Effekte) die Wachstumskurven für die gesamte Baumpopulation bei gleichzeitiger Berücksichtigung der waldstandorts- und probekreisspezifischen Effekte (clusterspezifische Effekte) beschrieben werden. Durch die Integration der Waldstandorte und Probekreise in die Varianzstruktur wurde zugleich sichergestellt, dass die Variationen zwischen den Waldstandorten und Probekreisen nicht auf Kosten “wertvoller“ Freiheitsgrade in den Modellen beachtet werden musste. Dadurch wurde die Reststreuung der Modelle korrekt auf die drei Hierarchieebenen Waldstandorte (site), Probekreise (plot) und Bäume (tree) aufgeteilt und der Bias im Vergleich zu den adäquaten linearen oder additiven Modelle wesentlich verringert. Des Weiteren ist bekannt, dass eine Datentransformation der Zielvariablen zu verzerrten Prognosen führen kann (Hasenauer & Monsured 1997). Weitere Nachteile wurden bereits im Methodenteil (Kapitel 4.1.2.4.4) beschrieben. Dies belegt, dass zur Stabilisierung der Mittelwert-Varianz-Beziehung die Verwendung einer Varianzfunktion oftmals besser geeignet ist (Zuur et al. 2009). Der wesentliche Unterschied zwischen linearen und additiven Modellen besteht darin, dass in den Modellstrukturgleichungen die Koeffizienten der Regressoren βn durch SmoothingFunktionen ƒn ersetzt werden. Folglich besitzen additive Modelle, durch die Verwendung von Smothing Splines, gegenüber linearen Modellen, die nicht-lineare Effekte über Polynome modellieren, eine größere Flexibilität. Auf der anderen Seite sind die Parameterschätzer linearer Modelle als robuster einzustufen. Obwohl die additiven Modelle immer noch weiter entwickelt werden, ist die Anwendung von GAMMs in jüngerer Zeit vermehrt in Publikationen im Bereich der Ökologie zu finden (u.a. Basualdo et al. 2000, Musio et al. 2005, Pierce et al. 2007, Coomes & Allen 2007b, Schmidt & Hansen 2007). Die Höhen-Durchmesser-Beziehung von Bäumen variiert von Bestand zu Bestand. Die Verwendung

von

globalen

Ausgleichsfunktionen

führt

zu

Verzerrungen

bei

der

Übertragbarkeit auf andere Bestände. Aus diesem Grund ist die lokale Parametrisierung anhand von gemischten Modellen eine notwendige Vorraussetzung, um zuverlässige Schätzwerte zu erlangen (Lappi & Bailey 1988, Lappi 1991, Nothdurft et al. 2006). Des Weiteren sind langfristig unbewirtschaftete Wälder durch ein heterogenes Wuchsverhalten individueller Bäume charakterisiert. Der nutzungsbedingte straffe Zusammenhang zwischen der Stammstärke und der Baumhöhe ist in der Regel aufgelöst (Oheimb 2003b, Winter 2005). Im Vergleich zu traditionellen Regressionstechniken wurde durch die Anwendung nicht-parametrischer Verfahren, in diesem Fall additiver gemischter Modelle (GAMM), eine zufriedenstellendere Anpassung erreicht. Die größere Flexibilität und die damit bessere

92

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Anpassung waren auch die ausschlaggebenden Gründe für den Vorzug eines additiven Modells zur Modellierung des flächenbezogenen Volumenzuwachses. Um eine möglichst allgemeingültige Aussage für die untersuchte Buchenpopulation treffen zu können,

wurden

die

unterschiedlichen

Waldstandorte

und

Probekreise

in

den

Regressionsanalysen als random effects berücksichtigt. Unter der plausiblen Annahme, dass die Buchenbestände des Stadtwaldes Lübeck als Teilpopulation der gut bis sehr gut nährstoff- und wasserversorgten Waldmeister-Buchenwälder des nordwestdeutschen Tieflandes betrachtet werden können, das heißt, ähnliche Werte werden für die verwendeten Regressoren auf anderen Standorten beziehungsweise in anderen Beständen auch gemessen, bedeutet das, dass die Ergebnisse für die gesamte Buchenpopulation der nordwestdeutschen Tiefland-Buchenwälder auf Jungmoränenstandorten Gültigkeit besitzen (West et al. 200716, Zuur et al. 2007). Die Übertragbarkeit stößt aber auch an ihre Grenzen, da der Zufall berücksichtigt werden muss beziehungsweise in dieser, wie in den meisten ökologischen Untersuchungen, nicht berücksichtigt werden konnte. Eventuell wurden einflussreiche Variablen nicht gemessen und/oder nicht das korrekte Set an Regressoren berücksichtigt. Inwieweit die Modelle als “zufällig“ einzustufen sind, kann anhand eines wesentlich

größeren

Datensatz,

der

Inventurdaten

unterschiedlicher

norddeutscher

Forstbetriebe umfasst, geprüft werden. Damit würde sich die Plausibilität der Übertragbarkeit entscheidend verbessern. Zusammenfassend kann festgehalten werden, dass im Kontext der wissenschaftlichen Diskussion die Analyse der Daten als methodisch korrekt einzustufen ist. Des Weiteren konnte anhand der Literaturdiskussion belegt werden, dass Ergebnisse aus Naturwäldern mit gewissen Einschränkungen, auf Wirtschaftswälder übertragbar sind. Angesichts des untersuchten Wuchszeitraumes von 12 Jahren, was auf ein Bestandes- beziehungsweise Baumleben bezogen wie ein Flügelschlag erscheint, sollen die vorliegenden Ergebnisse eines dynamischen Systems prozessorientiert betrachtet und verstanden werden.

16

A random factor is a classification variable with levels that can be thought of as being randomly sampled from a population of levels being studied. All possible levels of a random factor are not present in the data set, but it is the researcher’s intention to make inferences about the entire population of levels. (…) Random factors are considered in an analysis so that variation in the dependent variable across levels of the random factors can be assessed, and the results of the data can be generalized to a greater population of levels of the random factor (West et al. 2007, p. 12).

93

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.4.2 Einfluss der Bewirtschaftungsintensität auf die Entwicklung von Buchenbeständen Ungleichaltrige Bestände mit einem naturgemäßen Anteil an Mischbaumarten ist eines der Leitbilder des naturnahen Waldbaus. Die Anwendung von Ertragstafelmodellen stößt hier an ihre

Grenzen

(Pretzsch

1992).

Waldwachstumsforschung

Aus

Prognosen

diesem zur

Grund

werden

heutzutage

Bestandesentwicklung

in

vermehrt

der auf

Einzelbaumbasis getroffen. Dabei lassen sich mit Hilfe von Waldwachstumssimulatoren unterschiedliche

Entwicklungsszenarien

in

Abhängigkeit

der

Managementstrategie

prognostizieren (u.a. BWINPro: Nagel 1999, Nagel et al. 2006, SILVA: Pretzsch & Kahn 1998). Dieser sich abzeichnende Trend, waldbauliche Maßnahmen nicht anhand der klassischen Ertragstafelmodelle abzuleiten, sondern einzelbaumbasierte Prognosemodelle als Unterstützung für Managementstrategien zu verwenden, unterstreicht die Bedeutung der Einzelbaummodelle als praktikable Werkzeuge zur Umsetzung einer multifunktionalen Waldbewirtschaftung (Pretzsch et al. 2002a, Hasenauer 2006a). Neben den Wuchsreihen der forstlichen Versuchsanstalten sind vor allem baumindividuelle Messungen aus betrieblichen

Inventuren

als

Eingangsdaten

von

großer

Bedeutung.

Die

auf

Einzelbaummessungen basierende Kontrollstichprobe ist damit ein wichtiges Werkzeug der modernen Forstwirtschaft (Krutzsch & Loetsch 1938, Akça 1993). Im Bereich der Waldwachstumsmodellierung wird der Bestand als Aggregation des Einzelbaumwachstums verstanden (Munro 1974, Pretzsch et al. 2002). Die größere Flexibilität der einzelbaumbasierten Prognosemodelle beruht in ihrer hohen Auflösung. Dadurch

lassen

sich

Bewirtschaftungskonzepte,

unabhängig

vom

Bestandesalter,

Bestandesaufbau oder der Mischung leicht an sich wandelnde ökologische und/oder ökonomische Anforderungen anpassen. Einzelbaumanalysen sind aus betrieblicher Sicht aber nur dann zielführend, wenn sie im Zusammenhang mit der Massenleistung pro Fläche betrachtete werden. Vor diesem Hintergrund ist die hier vorgestellte Analyse der Kontrollstichprobeninventuren

für

den

Forstbetrieb

von

großer

Relevanz,

da

die

Datengrundlage auf flächenrepräsentativen Einzelbaummessungen des Gesamtbetriebes basiert.

4.1.4.2.1 Zuwachsleistung der Rot-Buche(Fagus sylvatica L.) Die Rot-Buche verfügt über eine weite Standortsamplitude (Leuschner et al. 1993, Heinken 1995, Härdtle et al. 1996, Leuschner et al. 2006) und ist innerhalb ihres Potenzbereichs die

94

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

konkurrenzstärkste heimische Baumart (Leuschner, 1998, Härdtle et al. 2004). Zu ihren charakteristischen Eigenschaften zählen die hohe Konkurrenzfähigkeit (Schattentoleranz), das lang anhaltende Höhenwachstum beziehungsweise das große Höhenwachstumspotential (bis zu 54 m), die bis ins fortgeschrittene Alter hohe Reaktionsfähigkeit sowie ihre Lückendynamik. Eine der zentralen Zielsetzungen auf der Einzelbaumebene bestand in der Analyse der Auswirkungen einer unterschiedlich langen Nicht-Bewirtschaftung auf den Zuwachs der Buche. Deutliche Effekte sind für den Durchmesser- und Höhenzuwachs festzustellen. Die Wechselwirkung zwischen dem BHD und der Bestandesdichte sowie deren zeitliche Veränderung (Kurz- und Langzeiteffekt) ist der prägende Faktor für den Einzelbaumzuwachs der Buche. Dabei ist die Wirkung des Konkurrenzeffekts nicht eindeutig, sondern variiert in Abhängigkeit der Baumreife. Betrachtet man den Zusammenhang zwischen dem Dickenund Höhenwachstum, so zeigt sich, dass geringere Durchmesserzuwächse durch ein besseres Höhenwachstum kompensiert werden können. Dies resultiert in annähernd gleichen

Volumenzuwächsen

bei

unterschiedlichen

Bewirtschaftungsintensitäten

(Grundflächenhaltungen). Innerhalb ihres autökologischen Optimums bewirkt eine zusätzliche Steigerung des Nährstoffangebots keine Steigerung der Zuwachsleistung. Unterschiede auf Mergel- oder Lehmstandorten konnten nicht festgestellt werden. Dieser Befund ist als exemplarisch einzustufen,

da

Parameter

der

Nährstoffverfügbarkeit,

wie

zum

Beispiel

die

Kationenaustauschkapazität, nicht gemessen wurden.

Durchmesserzuwachs Der Durchmesserzuwachs wird durch die Konkurrenzdynamik beeinflusst und lässt sich über die Grundflächenhaltung und den Mischungsanteil maßgeblich steuern. Die Ergebnisse zeigen

Effekte

der

Baumvitalität,

der

Bestandesdichte

und

der

Konkurrenzform

(intraspezifisch vs interspezifisch). Der Großteil der maximalen Durchmesserzuwächse bewegt sich zwischen 6 und 9 mm Jahr1

(Maximum: 15 mm Jahr-1). Diese Spitzenwerte werden in der Regel auch noch von Buchen

mit einem BHD von 60 cm erzielt, was die lang anhaltende Zuwachsleistung und Plastizität dieser Baumart unterstreicht. Dies ist in Übereinstimmung mit den Befunden anderer Autoren (Utschig 2000, Klädtke 2001, Guerike 2002). Zahlreichen Studien konnten im letzten Jahrzehnt steigende sowie rückläufige Trends im Wachstum europäischer Wälder beobachten (Spiecker et al. 1996, Lopatin 2007). Als Hauptfaktoren werden die Erhöhung

95

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

der CO2-Konzentration, der Temperaturanstieg, die Verlängerung der Vegetationszeit, die Zunahme der Niederschläge und die atmosphärische Stickstoffdepositionen genannt. Für die Buche wurden in diesem Zusammenhang erhöhte Zuwächse feststellt (Franz et al. 1993, Spiecker 1999, Kenk 2002, Dittmar et al. 2003, Kändler & Riemer 2005). Kennzeichnend hierfür ist ein Trend zu einer beschleunigten Durchmesserentwicklung (Guerike 2002), der sich in den beobachteten Einzelbaumzuwächsen zwischen 9 und 15 mm Jahr-1 im Durchmesserbereich von 10 bis 40 cm widerspiegelt. Die

Möglichkeit

Grundflächenhaltung

der

Beeinflussung

variiert

Durchmesserwachstums

in

durch

des

Abhängigkeit ein

erhöhtes

Durchmesserwachstums des

BHD.

Eine

Standraumangebot

über

die

Förderung

des

ist

nur

in

den

Durchmesserklassen 20-40 cm zu erreichen. Kurzzeitige positive Reaktionen lassen sich aber nur für das schwache Baumholz beobachten. Daraus folgt, dass die Wirkung einer Grundflächenabsenkung auf das Durchmesserwachstum umso geringer ist, je stärker der Baum wird. Zu ähnlichen Schlussfolgerungen gelangen Nagel und Spellmann (2008) für Buchen-Reinbestände in Nordwestdeutschland. Die Zuwachsleistung von Einzelbäumen in Mischbeständen ist um 10 % höher als die in Reinbeständen. Dies kann damit erklärt werden, dass die schattentolerante Buche in der Regel

mit

Lichtbaumarten

gemischt

ist.

Die

damit

verbundenen

Vorteile

einer

Konkurrenzreduktion im Kronenraum zeigt sich in einer verzahnten Entwicklung der Buchenkrone mit den Lichtbaumkronen, was unter intraspezifischen Konkurrenzbedingungen nicht möglich ist. Diese gute und effiziente Kronenausbildung führt zu der angesprochen Steigerung des Durchmesserwachstums (Mayer 1958, Assmann 1965, Assmann 1970, Mitscherlich 1970, Kennel 1972, Kramer 1982, Bryndum 1987, Pretzsch & Schütze 2005). Die Bedeutung der Baumvitalität in Bezug auf den Durchmesserzuwachs ist in Abbildung 18 dargestellt. Der Stammdurchmesser gibt Auskunft über die Konkurrenzgeschichte eines Baumes innerhalb seines Bestandeslebens (Prévosto & Curt 2004, Fox et al. 2007). Somit wurde die stärkste Buche als vitalstes Individuum innerhalb eines Probekreises identifiziert. Betrachtet man die Untersuchungsvarianten, so sind die Folgen einer langfristigen Pflegeund Nutzungsaufgabe eine Durchmesserzuwachseinbuße von durchschnittlich 35 %. Das Verhalten

der

wuchskräftigsten

Buchen

zeigt

zwar

einen

ähnlichen

Trend,

der

Zuwachsrückgang wird aber knapp um die Hälfte reduziert (22 %). In langjährig ungenutzten Beständen können Buchen auf demselben Niveau von Buchen in bewirtschafteten und kurzzeitig nicht bewirtschafteten Beständen wachsen (6 bis 7 mm Jahr-1). Diese Entwicklungstendenz zeigt, dass die konkurrenzstärksten Bäume als letztes auf hohe Bestandesdichte mit einer Wachstumsdepression reagieren. Daraus lässt sich folgern, dass

96

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

starke Konkurrenz nicht zu einer Wachstumsdepression führen muss. Zu ähnlichen Ergebnissen gelangen Utschig & Küster (2003), die die höhere Effizienz herrschender Bäume für den Ausgleich eines Standraumvorteils aufführen. (a)

(b)

Abbildung 18: Beobachteter Durchmesserzuwachs (Mittelw. mit 95%-Konf.Intervall) in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität und Baumvitalität. GLS-ANOVAs (a) Alle Buchen innerhalb eines Probekreises, (b) vitalste Buche (= max. BHD) pro Probekreis. M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre.

Fazit: (i)

Bezüglich des mittleren, beobachteten Durchmesserzuwachses ist ein positiver Durchforstungseffekt festzustellen, wobei 12 Jahre Nicht-Bewirtschaftung keine Auswirkung auf das Dickenwachstum der Buchen besitzt. Nach mehr als 50 Jahren Nicht-Bewirtschaftung sind signifikante Rückgänge zu erkennen. Bei den vitalsten, das heißt den konkurrenzstärksten Bäumen innerhalb eines Kollektivs, werden diese Unterschiede zunehmend unbedeutend (Klädtke 2001).

97

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(ii)

Der Einfluss forstlicher Pflegeeingriffe auf den Durchmesserzuwachs muss in Abhängigkeit der Stammstärke beurteilt werden. Im schwachen und mittleren Baumholz ist ein positiver Zuwachseffekt mit steigender Grundflächenabsenkung zu beobachten. Der Zuwachseffekt ist umso größer, je schwächer der Baum ist.

(iii)

Mit Hilfe der geschätzten Zuwachsgänge sowie den deckungsgleichen Resultaten der Mittelwertvergleiche (beobachteter Zuwachs), kann nachgewiesen werden, dass einer forstlichen Nutzungsaufgabe von 12 Jahren17 keine signifikanten Auswirkungen auf das Durchmesserwachstum der Buche besitzt.

Höhenzuwachs Konkurrenz ist neben dem Standortspotential der entscheidende Faktor für den Höhenzuwachs der Buche. Allgemein nimmt mit zunehmendem BHD der Höhenzuwachs ab, wobei Niveau und Wachstumsrate stark von der Standortsproduktivität bestimmt sind (u.a. Beck 1971, Carmean 1972). Die Rolle des Standorts wird in der Betrachtung der VarianzKovarianz-Struktur diskutiert. Die Kiefer reagiert zum Beispiel in bewirtschafteten Beständen auf eine Reduktion der Konkurrenz mit zunehmenden Höhenzuwachs (Pinus ponderosa: Uzoh & Oliver 2006, Pinus halepensis: Condés & Sterba 2008). Im Vergleich zur Lichtbaumart Kiefer reagiert die Schattenbaumart Buche entgegengesetzt. Zunehmende Konkurrenz führt zu einem durchschnittlich besseren Höhenzuwachs. Ein weiterer Unterschied in der KonkurrenzHöhenzuwachs-Beziehung besteht im Einfluss der Stammstärke. Während Cochran & Barett (1999) sowie Uzoh & Oliver (2006) für die Kiefer einen gleichgerichteten Effekt vermuten, zeigt sich bei der Buche eine eindeutige Abhängigkeit vom BHD (Abbildung 19).

17

Im Vergleich zu bewirtschafteten Beständen entspricht hier eine forstliche Nutzungsaufgabe von 12 Jahren einer 33 % höheren Grundflächenzunahme, bei annähernd gleicher Ausgangsgrundfläche (OFN-12: +3 %).

98

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung 19: Höhenzuwachs der Buche über der Grundflächenhaltung für unterschiedliche Stammstärken auf grund- und stauwasserfreien Standorten. Die Schätzung beruht auf den in Tabelle 8 aufgeführten Koeffizienten. Für ∆BA wurde das Populationsmittel (4.4 2

-1

m ha ) eingesetzt.

Mit

zunehmender

Grundflächenhaltung

Wachstumsreaktionen

auf

steigende

werden Konkurrenz

die

Unterschiede

geringer.

Von

zwischen einem

den

großen

Standraumangebot profitieren vor allem schwache Bäume. Steigender Konkurrenzdruck hat im starken Baumholz einen positiven Effekt auf das Höhenwachstum der Buche. Das heißt, unter Stress behaupten sich die starken, vitalen Individuen (Grime 2006). Aus diesem Zusammenhang lässt sich folgern, dass der Konkurrenzeffekt umso ausgeprägter ist, je dichter die Bestände sind. Dieser Sachverhalt spiegelt sich im mittleren Wuchsverhalten von langjährig ungenutzten, dicht bestockten Beständen wider (BA 36.2 m2 ha-1, ∆BA 9.1 m2 ha1

). Charakteristisch sind hier konstante Zuwächse, unabhängig von der Stammstärke. In

einem BHD-Bereich zwischen 20 und 35 cm scheint der Schnittpunkt der Wachstumskurven zu liegen (Abbildung 12 (a)). Dies ist in der Regel die Stammstärke, bei der Hochdurchforstung in der Buche beginnt. Das bedeutet, dass mit einsetzender Reduktion der Grundflächenhaltung und der damit einhergehenden Entspannung des Konkurrenzdrucks,

99

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

das Höhenwachstum gedämpft wird. Der typische umgekehrt sigmodiale Zuwachsverlauf über dem BHD ist daher nutzungsbedingt. Neben dem Ausgangsdurchmesser und der Bestandesdichte kann ein signifikanter Effekt des Bodenwasserhaushaltes nachgewiesen werden. Die Grund- und Stauwassertoleranz der Buche ist niedrig (Otto 1994). Als Folge davon nimmt ihre Vitalität beziehungsweise Konkurrenzkraft mit steigendem Bodenwassergehalt ab (Dieckmann et al. 1999, Härdtle et al. 2003b). Wahrscheinlich führt der durch zeitweiligen Wasserüberschuss hervorgerufene Sauerstoffmangel auf den untersuchten grund- und stauwasserbeeinflussten Standorten für die Buche zu Stress. In Bezug auf den Wasserhaushalt scheint sie für ein optimales Wachstum auf gut durchlüftete Böden mit nachhaltiger Wasserversorgung angewiesen zu sein. Dennoch bleibt zu berücksichtigen, dass auch hier keine funktionalen Bodenparameter (z. B. die Wasser- und Luftleitfähigkeit) gemessen wurden. Somit lässt sich der durchschnittliche Zuwachsrückgang von 9 % anhand ihrers autökologischen Verhaltens erklären. Der Einfluss des Bodenwasserregimes variiert auch hier mit dem Stammdurchmesser. Im Dichtstand können sich unter Wasserstress vor allem die vitalsten Bäume behaupten, wobei die Wachstumsintensität mit zunehmender Vitalität ansteigt. Der durch Konkurrenz und Wasserüberschuss induzierte “doppelte“ Stress führt dazu, dass ab einem BHD > 50 cm der negative Effekt eines zeitweiligen Wasserüberschusses ausgeglichen ist. Unter Ausschluss des Konkurrenzdrucks wirkt Wasserstress bei schwachen Individuen (BHD 20 - 45 cm) zuwachsmindernd. Fazit: (i)

Die

Höhenzuwachsleistung

der

Buche

kann

durch

zunehmende

Grundflächenhaltungen gefördert werden. Steigende Grundflächenhaltungen führen zu einer Homogenisierung der Dimensionsunterschiede. (ii)

Bewirtschaftung reduziert das natürliche Höhenzuwachspotential der Buche. Betrachtet man den geschätzten Höhenzuwachs reifer Buchen mit Zielstärke von 65 cm, so führt schon eine Grundflächenabsenkung von 30 % zu einem fast doppelt so hohen Zuwachsrückgang (40 %).

100

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Volumenzuwachs Die Zuwachsleistung wird ausschlaggebend vom BHD bestimmt (Abbildung 20). Im Vergleich zu anderen waldbaulich bedeutenden Baumarten, zum Beispiel der Eiche, besitzt die Buche ein hohes Reaktionsvermögen auf unterschiedliche Konkurrenzsituationen und damit ein elastisches Zuwachsverhalten (Röhrig et al 2006). Diese Plastizität ermöglicht es der Buche, ihre Wuchsstrategie schnell an unterschiedliche Konkurrenzsituationen anzupassen.

Abbildung 20: Volumenzuwachs der Buche über der Grundflächenhaltung für unterschiedliche Stammstärken in Mischbeständen. Die Schätzung beruht auf den in Tabelle 10 aufgeführten 2

-1

Koeffizienten. Für ∆BA wurde das Populationsmittel (4.4 m ha ) eingesetzt.

Lediglich im schwachen und mittleren Baumholz kann mit steigender Grundflächenhaltung ein Zuwachsrückgang festgestellt werden. Analog den Befunden zum Durchmesserzuwachs ist

der

Effekt

auch

hier

umso

stärker

je

schwächer

der

Baum

ist.

Eine

Grundflächenabsenkung besitzt im starken Baumholz keinen Einfluss mehr auf den

101

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Volumenzuwachs. Pretzsch (2005) kommt für die Buche auf vergleichbaren, das heißt gut nährstoffversorgten

Standorten,

zu

ähnlichen

Ergebnissen.

Eine

Reduktion

der

Bestandesdichte in jungen Beständen zeigt deutlich positive Effekte auf den Zuwachs, während sich dieser Einfluss mit zunehmender Bestandesentwicklung verringert. In alten Beständen werden die höchsten Zuwächse bei maximaler Dichte erreicht. Mischung steigert den Volumenzuwachs der Buche um bis zu 10 %. Die Betrachtung der geschätzten Zuwachsverläufe für die drei Untersuchungsvarianten bestätigt,

dass

die

Ertragsleistung

der

Buche

tendenziell

unabhängig

von

der

Bewirtschaftungsintensität ist. Dieser Zusammenhang wurde für den Bestandeszuwachs von Buchen-Reinbeständen schon von Wiedemann (1932) und Schober (1972) beschrieben, die innerhalb einer Spanne von 20 bis 40 m2 ha-1 keine nennenswerte Effekte beobachten konnten. Nagel und Spellmann (2008) betonen: „als vorrangiges wirtschaftliches Ziel der Buchenwirtschaft muss die positive Beeinflussung der flächenbezogenen Wertleistung herausgestellt werden“. Daher sind aus betrieblicher Sicht neben der Zuwachsleistung vor allem Aussagen zur Schaftlänge und Schaftqualität entscheidende Kriterien zur Beurteilung der betrieblichen Effizienz. Diese werden im Kontext der Bestandeszuwächse diskutiert. Fazit: Die Ertragsleistung des Einzelbaumes (Fagus sylvatica) lässt sich bis zu einem BHD von 40 cm über die Grundflächenhaltung (untersuchte Spanne: 10–50 m2 ha-1) steuern. Eine Grundflächenabsenkung um 5 m2 ha-1 führt zu einer durchschnittlichen Zuwachssteigerung von 14 % (BHD 20 cm), 5 % (BHD 30 cm) und 2 % (BHD 40 cm). Ab einem BHD > 40 cm reagiert die Buche mit einem deutlichen Kompensationseffekt, der sich mit zunehmender Baumreife ausgeprägt. In diesen Dimensionen besitzen Eingriffe keinen Einfluss mehr. Verantwortlich hierfür ist ein baumspezifisches Allokationsverhalten, bei dem sich die Assimilatverteilung

in

Abhängigkeit

des

Dichtstandes

verschiebt

(Dicken-

versus

Höhenwachstum).

Varianz-Kovarianz-Struktur der Zuwachsmodelle Das Wachstum eines Baumes wird wesentlich durch das Standortspotential geprägt. Durch die

Reduzierung

der

Standortsvariabilität

im

Zuge

der

Vorauswahl

der

Untersuchungsbestände wurde eine grundsätzliche Vergleichbarkeit gewährleistet. Dennoch können Standortsunterschiede die Zuwachsleistung grundsätzlich beeinflussen. Für das Bestandeszuwachsmodell

konnte

kein

signifikanter

Effekt

für

die

Waldstandorte

102

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

nachgewiesen werden. Bei den Analysen auf Einzelbaumebene zeigt die Betrachtung der unterschiedlichen Varianzkomponenten eindeutig, dass die relative Variation zwischen den Waldstandorten in allen Modellen gering ist (4 - 13 %). Dennoch ist deren Berücksichtigung in den Regressionsrechnungen im Falle einer Signifikanz notwendig. Im Durchmesserzuwachs- und Volumenzuwachsmodell wurde die Varianz als Potenzfunktion des Ausgangsdurchmessers geschätzt. Aus Gründen der Vergleichbarkeit wurde daher die “mittlere“ Varianz für eine BHD-Spanne von 17 bis 70 cm berechnet (Tabelle 17).

Tabelle 17:

Prozentuale Aufteilung der Reststreuung auf die Varianzkomponenten der Einzelbaumzuwachsmodelle.

Site

Plot

Tree

13

36

51

Height increment proportion of variance (%)

7

50

43

Volume increment proportion of "mean" variance (%)

4

16

80

Diameter increment proportion of "mean" variance (%)

Unterschiede bestehen vor allem erwartungsgemäß zwischen einzelnen Individuen, aber auch zwischen Kollektiven. Eine Ausnahme bildet das Höhenzuwachsmodell. Die IntraclassKorrelation18 (ICC) deutet auf ein probekreisspezifisches Wuchsverhalten der Buche. Im Vergleich zur Korrelation zwischen den Probekreisen eines Waldstandortes (ICCsite = 0.07) ist die Korrelation zwischen den Bäumen innerhalb eines Probekreises hoch (ICCplot = 0.57). Das heißt, das baumspezifische Verhalten in Kollektiven beziehungsweise Probekreisen ist sehr ähnlich. Gleiches wird von Condés & Sterba (2008) berichtet, die in ihrem Höhenwachstumsmodell für die Aleppo Kiefer (Pinus halepensis) ebenfalls eine hohe between-plot Variation feststellen konnten.

18

The intraclass correlation coefficient (ICC) is a measure describing the similarity (or homogeneity) of the response on the dependent variable within a cluster (in a clustered data set) or a unit of analysis (in a repeatedmeasures or longitudinal data set (West et al. 2007, p. 45).

103

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Fazit: (i)

Durch die Auswahl eines möglichst homogenen Flächenkollektivs (Befundeinheit Jungmoräne) besitzen die Unterschiede zwischen den Waldstandorten einen verhältnismäßig geringen Einfluss auf das Zuwachsverhalten der Buche.

(ii)

In Bezug auf den Höhenzuwachs bewirkt die Anwesenheit einer hohen Buche einen Ping-Pong-Effekt auf benachbarte Individuen.

4.1.4.2.2 Bestandesstruktur

Das strukturelle Leitbild einer naturgemäßen Waldwirtschaft sollte sich an natürlichen Strukturen orientieren. Nach Auffassung von Meyer & Pogoda (2001), Spellmann (2004) und Westphal et al. (2006) sind die natürlichen “Strukturzustände“ von Buchenwäldern nicht normierbar, sondern vielmehr ein Kaleidoskop an Möglichkeiten. Mit einer ähnlichen Dynamik ist der Begriff Struktur belegt (Sturm & Westphal 1993, Spellmann 1995). Daher gilt es zunächst zu klären, was unter Struktur verstanden wird. Die Ergebnisse dieser Studie beschränken sich vornehmlich auf Aussagen zur vertikalen Differenzierung, die wiederum einen bedeutenden Einfluss auf die Flächenproduktivität besitzt. Aus ökologischer Sicht spielen viele andere Strukturelemente wie zum Beispiel die Waldtextur, Alt- und Biotopbäume oder die Totholzausstattung eine maßgebliche Rolle. Hierzu können im Rahmen dieser Studie keine Aussagen getroffen werden. Deutliche Unterschiede in der Vertikalstruktur von Buchen-Altholzbeständen sind erst nach mehr als 50-jähriger Nutzungsaufgabe zu erkennen (Abbildung 21 (a)). In mittelalten Buchenbeständen

sind

schon

nach

12-jähriger

Schlagruhe

Differenzen

zwischen

Wirtschafts- und Naturwäldern zu beobachten (Abbildung 21 (b)).

104

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(a) 70 M

U12

U50

Number of stems / ha

60

50

40

30

20

10

0 8

12

16

20

24

28

32

36

40

44

48

52

56

60

64

68

72

76

80

>80

Diameter class (cm)

(b)

160 M

U12

U50

140

Number of stems / ha

120 100 80 60 40 20 0 8

12

16

20

24

28

32

36

40

44

48

52

56

60

64

68

>80

Diameter class (cm)

Abbildung 21: Durchmesserverteilung (Frequenz in 4cm-Durchmesserklassen) in der Reifephase (a) und der Auslesephase (b) der Folgeinventur 2004. Alle Bäume mit einem BHD > 7cm sind in der Auswertung berücksichtigt. M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre.

105

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Durchmesserverteilung in Buchen-Urwäldern folgt häufig einer plenterwaldartigen Kurve19 (Dengler 1931, Korpel 1995, Tabaku 2000). Dies kann für die untersuchten Naturwäldern nicht bestätigt werden. Vielmehr sind die Ergebnisse in Einklang mit den Befunden von Westphal et al. (2006), die für Buchen-Urwälder ebenfalls Abweichungen von diesem Stammverteilungstyp feststellen konnten. Die Gegenüberstellung einer gelenkten und einer natürlichen Entwicklung zeigt, dass Durchforstung im starken Maße das Kollektiv der schwachen und mittleren Durchmesserbereiche in der herrschenden Schicht reduziert. Dies ist aus waldbaulicher Sicht insofern von Interesse, da die flächenbezogene Wertleistung unter anderem von der Stammzahl in den einzelnen Durchmesserklassen beeinflusst wird. Diese Beobachtungen führen zu der Vermutung, dass der Selektionsdruck auf Bäume in bewirtschafteten und unbewirtschafteten Wäldern unterschiedlich ist. Als Folge davon ist das Erscheinungsbild des Zwischen- und Unterstandes in langjährig ungenutzten Wäldern (hier: Naturwald Schattiner Zuschlag) ein völlig anderes verglichen mit Wirtschaftswäldern. Dieses Phänomen

ist

auf

die

unterschiedliche

Baumarchitektur

zurückzuführen,

was

im

Zusammenhang mit den Zielvorräten näher erläutert wird. Der vermittelte Eindruck eines “Halleneffekts“ des Naturwaldes Schattiner Zuschlag, das heißt ein Nicht-Vorhandensein des Zwischen- und Unterstandes, täuscht. Durch

die

konsequente

Kronenpflege

in

der

herrschenden

Schicht

wird

das

Strahlungsangebot im Stammbereich erhöht. Der vermehrte Lichtgenuss führt bei den Zwischen- und Unterständlern zu einer gesteigerten Ast- und Phytomassebildung. Somit wird die Kronenausbildung in diesen Straten durch Bewirtschaftung gefördert. Im Gegensatz dazu kommt es in den Naturwäldern, als Folge des starken Konkurrenzdrucks im Oberstand zur Ausbildung kleiner, schmaler Kronen im Zwischen- und Unterstand, die sich direkt unter die Kronen der Herrschenden schieben. Dieses Phänomen ist auch die Ursache für die verstärkte Mortalitätsrate in diesen Schichten. Die beobachteten Entwicklungstendenzen deuten darauf hin, dass die oftmals vermutete Strukturarmut (HallenwaldStruktur)

in

der

Optimalphase

von

Buchenbeständen auf gut wasser- und nährstoffversorgten Standorten in Frage gestellt werde muss (vgl. u.a. Ellenberg 1996). Betrachtet man die natürliche Walddynamik, so sind Buchen-Urwälder und -Naturwälder durch ein kleinflächig Zeichnung: W. Kreuser

19

Dabei handelt es sich um einen i-förmigen Verteilungstyp, reverse J-shaped (engl.).

106

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

ausgebildetes Mosaik unterschiedlicher Strukturen gekennzeichnet, das eng mit den verschiedenen Waldentwicklungsphasen in Beziehung steht. Strukturbildende Kräfte sind das Störungsregime und die durch Konkurrenz induzierte Selbst-Differenzierung (vgl. Gratzer et al. 2004). Großflächige Störungen spielen eine untergeordnete Rolle (Peterken 1996).

Die

Strukturentwicklung

wird

vielmehr

durch Einzelbaumlücken,

mit

einer

Lückengröße von meist unter 400 m², geprägt (Korpeľ 1995, Tabaku & Meyer 1999, Kaber 2007, Meyer & Ackermann 2004). Die Strukturarmut in Wirtschaftswäldern ist oftmals auf großflächige Störungen zurückzuführen. Hiebsarten wie das Schirmschlagverfahren führen zu

einer

flächenweisen

Gehölzverjüngung,

die

wiederum

eine

großräumige

Homogenisierung der Waldbestände zur Folge hat. Da heutzutage im naturnahen Waldbau überwiegend eine einzelstamm- bis truppweise Nutzung stattfindet, sind auch im Wirtschaftswald die Bestände in der Optimalphase in der Regel durch einen mehrschichtigen Bestandesaufbau gekennzeichnet (vgl. Abbildung 6 & 21 (a)). Eine Pauschalisierung (Hallenwald-Struktur) ist demzufolge, selbst für die hier untersuchten Wirtschaftswälder, nicht nachvollziehbar. Die

Ergebnisse

zeigen,

dass

die

eigendynamische

Waldentwicklung

zu

konkurrenzspezifischen Baumarchitekturen beziehungsweise Bestandesstrukturen führt, die in Abhängigkeit des Anteils an Mischbaumarten mannigfaltige Ausprägungen annehmen können. Nach 12 Jahren Nutzungsaufgabe sind die Strukturen von Altholzbeständen noch weitgehend von forstlicher Bewirtschaftung bestimmt, da der Selektionsdruck noch zu gering ist. Der vermeintliche “Halleneffekt“ in den mehr als 50 Jahren forstlich ungenutzten BuchenAltholzbeständen beruht demnach auf einer Kombination aus forstgeschichtlichem Störungsregime und konkurrenzbedingter Baumarchitektur. Die Aussageschärfe des Mitteldurchmessers als Strukturindex ist schwach. Vergleicht man die Streuung der Mitteldurchmesser ( d ) der Buchen-Altholzbestände der Folgeinventur, so zeigt sich, dass nach mehr als 50 Jahren Nutzungsaufgabe der Wirtschaftswaldcharakter erhalten bleibt (VC20: MFN = 19 %, OFN-12 = 17 %, OFN-50 = 19 %). Eine starke Durchmesserdifferenzierung, wie sie in Buchen-Urwäldern beobachtet wird (Průša 1985, Mayer 1987, Korpeľ 1995, Meyer et al. 2003), tritt innerhalb dieser Zeitspanne noch nicht ein. Unter den heimischen Laubbaumarten, neigt die Buche zur stärksten Selbst-Differenzierung. Berechnet man die Variation der Bestandes-Mitteldurchmesser unter Ausschluss der Mischbaumarten, deutet sich ein leichter Trend in Richtung Urwaldcharakter an (VC: MFN = 24 %, OFN-12 = 20 %, OFN-50 = 27 %). Ähnliches lässt sich für die Auslesephase beobachten. 20

Variationskoeffizient

107

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Ein

weiteres

charakteristisches

Merkmal

im

Bestandesprofil

von

Natur-

und

Wirtschaftwäldern sind die Baumhöhen und die Höhen-Durchmesser-Beziehung. In den mehr als 50 Jahren ungenutzten Beständen können Buchen ihr volles Wachstumspotential ausschöpfen. Hier erreichen sie Maximalhöhen von fast 50 Metern. Eine deutliche Diskrepanz ergibt sich in der flächenhaften Verteilung von Individuen mit Höhen über 40 m. So kommen 2004 im Naturwald Schattiner Zuschlag durchschnittlich 316 Bäume pro 10 Hektar vor, im Naturwald Hevenbruch sind es 16 Bäume und in den Wirtschaftswäldern 2 Bäume. 91 % vom Kollektiv der Buchen mit Höhen über 40 m wächst in Beständen mit einer Grundfläche von > 35 m2 ha-1, was den Einfluss der Konkurrenz auf das Höhenwachstum verdeutlicht. Der durch Bewirtschaftung reduzierte Konkurrenzdruck innerhalb der Bestände führt zu einer straffen Korrelation zwischen der Baumhöhe und dem Stammumfang, wobei sich mit zunehmender Länge der Nutzungsaufgabe das Verhältnis lockert (MFN: r=0.85, P<0.001; OFN-12: r=0.79, P<0.001; OFN-50: r=0.48, P<0.001). Charakteristisches Strukturmerkmal des Naturwaldes Schattiner Zuschlag ist die breite Streuung der Baumhöhen bei gleichem BHD (Abbildung 22). Dabei kann die Differenz der erreichten Höhen bei gleicher Baumstärke 20 m betragen. Diese natürliche Diversifizierung wurde auch in albanischen BuchenUrwäldern (Tabaku 2000) und in Buchen-Naturwaldreservaten (Winter 2005) beobachtet. Auch mit zunehmender Bestandesreife bleibt diese Strukturmerkmal erhalten. Vergleicht man die Stammformvariabilität oberständiger Buchen in der Reifephase, so ist die große Streuung der Höhe-Durchmesser-Relationen bei gleichem Stammdurchmesser in langfristig unbewirtschafteter Bestände auffallend (VC21: MFN = 19 %, OFN-12 =18 %, OFN-50 = 27 %).

21

Variationskoeffizienten der Schlankheitsgrade.

108

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung 22: Scatterplots und LOESS Smoother (span=0.75) für die beobachteten Baumhöhen und Stammdurchmesser (2004) in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität. M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre.

Die Höhen-Durchmesser-Beziehung wird maßgeblich durch die Konkurrenz bestimmt (Calama & Montero 2004, Sharma & Parton 2007). Aus diesem Grund ist es nicht überraschend, dass in den dicht bestockten Beständen der Naturwälder die Buchen tendenziell höher sind. Der Effekt der Konkurrenzdynamik auf die Höhen-DurchmesserBeziehung, lässt sich für den Beobachtungszeitraum folgendermaßen zusammenfassen: -

Die Höhen-Durchmesser-Beziehung von Buchen in bewirtschafteten Beständen bleibt konstant. Geringfügige Verschiebungen bezüglich des Kulminationszeitpunktes sind auf die leicht angestiegenen Bestandesdichten zurückzuführen.

-

Die Höhen-Durchmesser-Beziehung von Buchen in unbewirtschafteten Beständen verändert sich. Zunehmender Konkurrenzdruck führt im schwachen bis mittleren Baumholz dazu, dass die Buchen bei gleichem BHD verglichen mit Buchen in

109

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

bewirtschafteten Bestände im Mittel um 0.5 m (U12) und 1.5 m (U50) höher sind. Der Konkurrenzeffekt ist im mittleren Baumholz am größten (∆TH

U12

= 0.5 m, ∆TH

U50

=

1.8 m). -

Differenzen im Höhen-Durchmesser-Verhalten zeichnen sich für das starke Baumholz nicht ab. Deutliche Unterschiede äußern sich allerdings in den absoluten Baumhöhen. 12-jährige Schlagruhe zeigt keinen Effekt für reife Buchen, wohl aber für Buchen in mehr als 50 Jahren unbewirtschafteten Beständen (∆TH= 0.9 m).

-

Intraspezifische Konkurrenz besitzt einen positiven Effekt auf das Höhenwachstum der Buche. In Reinbeständen sind Buchen durchschnittlich 2 m höher als Buchen, die in Mischung wachsen.

Das Höhenwachstum eines Baumes gilt als Indikator für das Standortspotential. Vergleicht man allerdings die Höhenentwicklung unterschiedlich bewirtschafteter Bestände, so können Standorts- und Konkurrenzeffekte vermengt sein. Aus diesem Grund gibt die HöhenDurchmesser-Beziehung vornehmlich Auskunft über die Stammform (Vanclay 1992). Dieser Sachverhalt steht in guter Übereinstimmung mit den vorliegenden Ergebnissen. Für das Höhen-Durchmesser-Modell der Erstinventur besteht ein vergleichsweise vernachlässigbarer Standortseffekt (SDsite21 = 0.33, Tabelle 12), während für die Folgeinventur eine deutliche Zunahmen der Variation zwischen den Standorten zu beobachten ist (SDsite = 1.20, Tabelle 13). Dieser Anstieg geht einher mit der Zunahme an Naturwald-Probekreisen, die für die Parametrisierung des Folgeinventurdatensatzes zu Verfügung standen. Im Gegensatz zu Höhen-Alters-Kurven

repräsentiert

die

Höhen-Durchmesser-Beziehung

nicht

den

Höhenzuwachs. Aus diesem Zusammenhang lässt sich erklären, dass Standortseffekte für den Höhenzuwachs eine untergeordnete Rolle, für die Höhen-Durchmesser-Beziehung aber eine bedeutendere Rolle spielen. Dennoch kann davon ausgegangen werde, dass durch die verwendete Modellspezifikation die Unterschiede in den geschätzten Höhen-DurchmesserBeziehungen auf Konkurrenz- und Dimensionseffekten beruhen.

Fazit: (i)

Der Konkurrenzeffekt spielt eine zentrale Rolle in der Wachstumsdynamik der Rot-Buche.

21

Standard Abweichung auf der Ebene der Waldstandorte.

110

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(ii)

Durchforstung reduziert im starken Maße Massenleistungsträger im schwachen und mittleren Baumholz.

(iii)

Das Höhenwachstumspotential der Buche wird durch Reduzierung des Konkurrenzdrucks nicht voll ausgeschöpft. Buchen in Beständen mit hohen Grundflächenhaltungen (> 35 m2 ha-1) sind deutlich höher. Hierbei können Maximalhöhen von fast 50 Metern erreicht werden.

4.1.4.2.3 Vorratshaltung und Bestandeszuwachs von Buchen-Altholzbeständen

Lebender Derbholzvorrat Die Vorratshaltung lässt sich in der Reifephase entscheidend beeinflussen. Dieser Sachverhalt findet Ausdruck in den deutlichen Differenzen zwischen den Wirtschaftswäldern und Naturwäldern, die sich allerdings bei einer kurzfristigen Nutzungsaufgabe in der Auslesephase nicht einstellen. Die Bestandesvorräte der Untersuchungsvarianten sind im Vergleich zu anderen norddeutschen Tiefland-Buchenwäldern (Naturwaldreservate & naturnah bewirtschaftete Wälder) deutlich höher (Tabelle 18). Unbeeinflusst von langjähriger forstlichen Pflege und Nutzung erreichen die untersuchten Buchen-Altholzbestände des Naturwaldes Schattiner Zuschlag einen Durchschnittwert von 785 m3 Holzvorrat je Hektar. Die Spanne des lebenden Derbholzvolumens schwankt zwischen 320 m3 ha-1 und 1463 m3 ha-1. Damit weisen sie eine mittlere Vorratshaltung vergleichbar mit Buchen-Urwäldern im südöstlichen Mitteleuropa auf, für die Korpeľ (1995) eine Wertespanne von 550 bis 800 m3 ha-1 für bessere Bonitäten in der vierten Vegetationsstufe angibt. Ein Vergleich mit den Buchen-Urwäldern ist aufgrund der unterschiedlichen Wachstumsfaktoren (Höhenlage und Klima) allerdings nur bedingt möglich. Die Entwicklung der bewirtschafteten Bestände ist nicht durch einen hohen Vorratsaufbau, sondern durch eine nachhaltige Holznutzung gekennzeichnet. Dabei liegen die

mittleren

Holzvorräte 22

Waldbaukonzepten

(485

m3

ha-1)

verglichen

mit

anderen

naturnahen

auf obersten Niveau. Kennzeichnend sind auch hier deutliche

Differenzen zwischen den Beständen (Spanne 159 - 878 m3 ha-1). Mit einem Durchschnittswert von 609 m3 ha-1 (Spanne 228 - 962 m3 ha-1) liegt der Naturwald Hevenbruch bereits nach 12-jähriger Nutzungsaufgabe über den ermittelten Werten von

22

Dauerwald mit Dominanz in der Zielstärkennutzung.

111

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

“alten“ Naturwaldreservaten, wie zum Beispiel die Heiligen Hallen oder der Faule Ort23. Charakteristisch für die hohen Holzvorräte der Naturwälder ist die große Heterogenität im Wachstum der einzelnen Bestände. Im Vergleich zu den Wirtschaftswäldern ist die Variabilität nach 12-jähriger Nutzungsaufgabe fast doppelt so hoch und nach mehr als 50jähriger Nutzungsaufgabe fast 5-fach höher (VC2004: MFN = 4 %, OFN-12 = 7 %, OFN-50 = 19 %).

23

Überwiegende Teile dieser ostdeutschen Naturwälder sind seit ungefähr 200 Jahren forstlich nicht genutzt.

112

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 18:

Vergleich der mittleren Derbholzvorräte von Buchen-Urwäldern mit norddeutschen Buchen-Naturwaldreservaten und bewirtschafteten Dauerwald-Buchenwäldern. Die Angaben beziehen sich auf den lebenden Derbholzvorrat von buchendominierten Altholzbestände auf guten Bonitäten (Nährstoffversorgung: mesotroph bis eutroph, Wasserversorgung: frisch bis wechselfeucht).

Growing stock 3 -1 (m ha )

Location

Reference

Virgin forests Rajca Puka Uholka Rožok Bujanov Stozec Mirdita Polon

807 781 770 740 727 670 559 538

Albania Albania Transcarpathia Western Carpathians Western Carpathians Bohemian/Moravian Albania Bohemian/Moravian

Tabaku (2000) Tabaku (2000) Commarmot et al. (2005) Korpeľ (1995) Korpeľ (1995) Průša (1985) Tabaku (2000) Průša (1985)

Forets nature reserves Schattiner Zuschlag Hevenbruch Franzhorn Heilige Hallen Limker Strang Fauler Ort Serrahn Lohn Schwarzes Loch

785 609 529 514 508 481 458 453 365

Mecklenburg-Vorpommern Schleswig-Holstein Niedersachsen Mecklenburg-Vorpommern Mecklenburg-Vorpommern Brandenburg Mecklenburg-Vorpommern Niedersachsen Brandenburg

Present study Present study Meyer et al. (2006) Sturm (2002) Sturm (2002) Sturm (2002) Sturm (2002) Meyer et al. (2006) Sturm (2002)

Nature-orientated managed forests Feldberg Stadtwald Lübeck Kreisforsten Lauenburg Stauffenburg Dassel

548 485 385 380 371

Mecklenburg-Vorpommern Schleswig-Holstein Schleswig-Holstein Niedersachsen Niedersachsen

Sturm (2002) Present study Kreisforsten Farchau (2000) Tabaku (2000) Tabaku (2000)

113

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Baumart, der Mischungsanteil, das Bestandesalter, die Bestandesdichte und die Standortsgüte sind die wesentlichen Einflussfaktoren für den Holzvorrat (Kramer 1988). Aufgrund

der

standörtlichen

Vorauswahl,

der

Altersstufenstratifizierung

und

der

24

vergleichsweise geringen Unterschiede im Mischungsanteil , ergeben sich die Differenzen zwischen den Bewirtschaftungsintensitäten vornehmlich aufgrund der unterschiedlichen Ausgangssituation und Entwicklung der Bestandesdichte. Somit wird die Holzproduktion neben

der

Einzelbaumzuwachsleistung

durch

die

Stammzahl

in

den

einzelnen

Durchmesserklassen gesteuert. Die Auswirkungen von Durchforstungsmaßnahmen spiegeln sich vor allem im schwachen bis mittleren Baumholz wider (Abbildung 21 (a)). Diese Baumdimensionen sind maßgeblich am Vorratsaufbau und am Zuwachs langfristig ungenutzter Bestände beteiligt.

Bestandeszuwachs Der Holzvorrat ist das Ergebnis der Volumenleistung von Beständen. Somit ist die Durchmesserverteilung auch hier eine entscheidende Größe zur Bestandeszuwachses.

In

Wirtschaftswäldern

lässt

sich

die

Beurteilung der

Durchmesserverteilung

maßgeblich über die Durchforstung steuern, wohingegen in Naturwäldern Konkurrenz und Störungsregime die Schlüsselfaktoren der Strukturentwicklung sind (Goff & West 1975, White & Pickett 1985, Gratzer et al. 2004, Splechtna et al. 2005, Coomes & Allan 2007a). Aufgrund der fehlenden Konkurrenzsteuerung in unbewirtschafteten Wäldern kommt es zu einer dichteabhängigen Rivalität und Mortalität (Selbst-Differenzierung). Allgemein ist mit zunehmendem Bestandesalter eine Abnahme des Volumenzuwachses bei gleichzeitiger Zunahme der Mortalität zu beobachten (Ryan et al. 1997). Bei der Beurteilung der flächenhaften Massenleistung stellt sich somit die Frage inwieweit die natürliche Wuchsdynamik in Durchforstungsstrategien integriert und somit genutzt werden kann. Aufgrund der generell höheren Stammzahlen und damit höheren Massenleistung pro Fläche unbewirtschafteter Wälder lassen sich klare Vorteile der Selbst-Differenzierung in jungen bis mittelalten Buchenbeständen (40 bis 80 Jahre) beobachten, die sich aber mit zunehmendem Bestandesalter verringern (Utschig & Küsters 2003). Somit führt im Verlauf der Bestandesentwicklung

die

Selbst-Differenzierung

zu

einem

Zuwachsrückgang,

die

Durchforstung zu einer Zuwachssteigerung. Ergebnis dieses sigmodialen (Naturwald) beziehungsweise umgekehrt sigmodialen Verlaufs (Wirtschaftswald) ist eine nahezu dichte unabhängige Volumenzuwachsleistung in der Reifephase. Dieses Phänomen steht im Einklang mit den vorliegenden Befunden. Es zeigt sich, dass der Massenzuwachs der 24

Mittlerer Anteil an Mischbaumarten, 1992:

MFN = 19 %, OFN-12 = 15 %, OFN-50 = 25 %.

114

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Naturwälder tendenziell höher ist als jener der Wirtschaftswälder (inkl. Entnahme und Zuwachs der Entnahme). Die oben beschriebene entgegengesetzte Entwicklung führt dazu, dass die Differenzen statistisch nicht abgesichert werden konnten. Des Weiteren scheint die Zuwachsleistung kurzzeitig aus der Bewirtschaftung genommener Bestände höher zu sein, als die der langfristig unbewirtschafteten Bestände, da sich die mehr als 50 Jahre unbewirtschafteten Bestände tendenziell in einem Zuwachsrückgangsphase und die mehr als 12 Jahre unbewirtschafteten Bestände tendenziell in einer Zuwachssteigerungsphase befinden.

Dieser

Wende-

beziehungsweise

Kulminationspunkt

liegt

für

die

Untersuchungsbestände bei einer Grundflächenhaltung von 40 - 45 m2 ha-1 (Abbildung 23).

Abbildung 23:

Scatterplot und LOESS Smoother (span=0.75) für den beobachteten

Bestandeszuwachs über der Ausgangsbestandesgrundfläche.

Aus

ertragskundlicher

Sicht

gilt

als

erwiesen,

dass

das

Zuwachsoptimum

in

Buchenbeständen „über lange Beobachtungszeiträume am ehesten einer mittleren Grundflächenhaltung einer mäßigen Durchforstung entspricht“ (Nagel & Spellmann 2008).

115

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Übertragen auf die Untersuchungsbestände wäre dies eine Grundflächenhaltung von ca. 32 m2 ha-1. Für die Untersuchungsbestände scheint die optimale Grundflächenhaltung allerdings deutlich höher zu liegen als dies im Allgemeinen vermutet wird. Eine Zuwachssteigerung pro Flächeneinheit kann demnach bis zu einer Grundflächenhaltung von 40 - 45 m2 ha-1 erreicht werden. Auf der Einzelbaumebene konnte ein positiver Effekt der interspezifischen Konkurrenz auf den Durchmesser- und Volumenzuwachs der Buche nachgewiesen werden. Ein signifikanter Einfluss für den Bestandeszuwachs wurde allerdings nicht festgestellt. Diese Abweichung wird auch von Pretzsch (2006) beobachtet.

Zielvorrat „Der Zielvorrat

ist

derjenige

Vorrat,

der

sich

aufgrund

des

erstrebten

Alterklassenverhältnisses, der angestrebten Baumartenverteilung und des angestrebten Erziehungszustandes ergibt“ (Kramer 1980). Dieser Begriff entspringt der schlagweisen Hochwaldbewirtschaftung, bei der alle Alterklassen mit gesetzter Umtriebszeit und einer gleichmäßigen Flächenausstattung vorhanden sind. Im Kontext des naturnahen Waldbaus ist dieser Begriff irreführend, da in diesen Bewirtschaftungsformen eine dauerhafte Bestockung mit stark dimensionierten Bäumen angestrebt wird (Möller 1922, Průša 1985, Mayer 1987, Korpeľ 1992, Leibundgut 1993). Somit wird der Begriff Zielvorrat hier auf folgende Weise modifiziert: Der Zielvorrat ist derjenige Vorrat, der sich aufgrund einer dauerwaldartigen Bestockung, bei der auf jeder Fläche möglichst alle Altersstufen in kleinflächigen Mischungsformen vorhanden sind, ergibt. Buchen-Urwaldvorräte anzustreben, ist hier nicht zielführend. Die Holzvorräte in ausreichend großen Urwäldern (> 10 - 20 ha) bewegen sich auf einem nahezu konstanten Niveau, da sich Zuwachs und Abbaurate im Gleichgewicht befinden. Für den Betrieb stellt sich vielmehr die Frage nach einer zuwachsoptimalen Vorratshaltung. Das heißt, die Zielvorratsbestimmung muss sich an der Vorratshaltung orientieren, bei der bewirtschaftete Bestände eine möglichst hohe Zuwachs- und Wertleistung erzielen. In Abbildung 24 ist der beobachtete Bestandeszuwachs über dem Ausgangsvorrat dargestellt. Es wurde eine Stratifizierung nach Vorratshaltungen vorgenommen und die Entwicklung des flächenbezogenen Volumenzuwachses auf der Basis der ermittelten Zuwachsfunktion (Kapitel 4.1.3.1.4) geschätzt.

116

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung 24:

Geschätzter Bestandeszuwachs über dem Holzvorrat in Abhängigkeit der Eingriffsintensität. Die Schätzung beruht auf den in Tabelle 6 aufgeführten Koeffizienten.

Bei der Modellierung des Volumenzuwachses mit der Grundflächenhaltung als Prediktor waren Muster in den Residuen zu erkennen, so dass zur Gewährleistung der allgemeinen Modellannahmen der Vorratshaltung als Regressor der Vorzug gegeben wurde. Der straffe Zusammenhang zwischen beiden Variablen (r= 0.85), erlaubt jedoch Rückschlüsse. Unter dem Gesichtspunkt der Waldnutzung (Abbildung 24, grüne Smoother), deutet sich eine zuwachsoptimalen Vorratshaltung für eine Spanne von 380 bis 520 m3 ha-1 an. In diesem Bereich führen Eingriffe zu einem positiven Effekt, während in vorratsreichen und vorratsarmen Beständen ein negativer Effekt zu erkennen ist. Dabei ist zu bedenken, dass es sich bei dieser Spanne um eine Optimierung aus ertragskundlicher Sicht handelt, die andere Waldfunktionen, wie zum Beispiel die Schutzfunktion, außer Acht lässt. Aus Sicht des Naturschutzes spielt vor allem die Quantität und Qualität der Biotop- und Totholzausstattung eine entscheidende Rolle für die ökologische Wertigkeit von Buchenwäldern (u.a. Lüderitz 2004, Christensen et al. 2005, Müller 2005, Winter et al. 2005, Bußler et al. 2007). Im Gegensatz zur Nutzungssimulation zeigen Bestände, in denen kein Eingriff stattfindet, eine

117

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

andere Tendenz. Hier ist ein gleichbleibender Zuwachs beziehungsweise ein geringfügiger Anstieg mit zunehmender Vorratshaltung zu erkennen. Vergleicht man die Ergebnisse zur Bestandeszuwachs-Grundflächenhaltung-Beziehung mit denen zur Bestandeszuwachs-Vorratshaltung-Beziehung so deutet sich ein Widerspruch an. Einerseits konnte eine optimale Grundflächenhaltung von ca. 40 m2 ha-1 ermittelt werden, was einem Holzvorrat von ca. 750 m3 ha-1 entspricht. Andererseits entsprechen 380 bis 520 m3 ha-1 Bestandesvolumen einer Bestandesdichte von ca. 32 m2 ha-1. Diese Diskrepanz von 300 m3 ha-1 ist damit zu erklären, dass der Verlauf des LOESS Smoothers (Abbildung 23) das Zuwachsverhalten aller Bestände unabhängig von der Bewirtschaftungsintensität, beschreibt, wohingegen die mit Hilfe der GAM-Smoother (Abbildung 24) simulierten Zuwachsverläufe eine zuwachsoptimale Vorratshaltung ermitteln, bei der die Unterschiede zwischen einer Vorratsentnahme und einem Vorratsaufbau minimiert werden. Der Bezug für das Wachstumsverhalten sind hier also Wirtschaftswälder im Gegensatz zum Kollektiv Wirtschafts- und Naturwälder. Dieses Phänomen deutet darauf hin, dass sich der Wachstumsrhythmus von Buchen-Naturwäldern und Buchen-Wirtschaftswäldern unterscheidet. Potentielle Ursachen sind auf Differenzen im Höhenwachstum und der Kronenentwicklung zurückzuführen. Auf die Höhenentwicklung in Abhängigkeit der Bestandesdichte wurde bereits eingegangen. Am Beispiel einer deskriptiven Analyse der Baumarchitektur25 von Buchen der Reifephase soll dies verdeutlicht werden. Die individuelle Baumarchitektur ist Ausdruck der Bestandesgeschichte und damit des Konkurrenzdrucks (Oliver & Larson 1996, Barnes et al. 1998). Es wird angenommen, dass mit steigender Bestandesdichte die Kronenlänge ab- und die Kronenansatzhöhe zunimmt (Short & Burkhart 1992). Dies kann bestätigt werden. Die Kronenlänge nimmt mit zunehmender Dauer der Nicht-Bewirtschaftung ab, wohingegen die Kronenansatzhöhe steigt. Im Vergleich der Kronenmantelflächen können erst nach mehr als 50-jähriger Schlagruhe durchschnittlich deutlich kleinere Kronen für oberständige Buchen der Reifephase festgestellt werden (Abbildung 25).

25

Im Jahr 2007 wurden in den Wirtschafts- und Naturwäldern an Buchen der Auslese- und Reifephase Messungen zur Baumarchitektur inkl. Kronenablotungen durchgeführt.

118

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung 25: Nutzungsspezifische Unterschiede in der Baumarchitektur für oberständige Buchen in der Reifephase. Boxplots für unterschiedliche Baumparameter. Kronenmantelfläche (links), Kronenlänge (Mitte), Kronenansatz (rechts). M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre.

Der Einfluss der Kronenfläche auf den Durchmesserzuwachs von Buchen in AltholzBeständen ist in Abbildung 26 dargestellt.

119

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung 26: Scatterplots

und

LOESS

Smoother

(span=0.75)

für

den

beobachteten

Durchmesserzuwachs (1992-2007) und die Kronenmantelfläche für Buchen in der Reifephase in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität. M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre.

In der Regel wird in der klassischen Forstwirtschaft von einem linearen Zusammenhang zwischen dem Stammdurchmesser und der Kronenfläche ausgegangen. Eine enge Korrelation kann aber nur für Buchen in bewirtschafteten beziehungsweise kurzfristig unbewirtschafteten Beständen beobachtet werden (MFN: r=0.79, P<0.001, OFN-12: r=0.73, P<0.001). Für Buchen in langfristig ungenutzten Beständen trifft dies für großkronige Bäume ebenfalls

zu,

wohingegen mittel-

und kleinkronige Buchen

ein baumspezifisches

Wuchsverhalten zeigen. In diesen Kronendimensionen erreichen die Bäume sowohl hohe als auch niedrige Zuwachswerte. Von einer eindeutigen Beziehung kann nicht ausgegangen werden (r=0.20, P=0.28). Das bedeutet, mit zunehmender Dauer der Nutzungsaufgabe lockert sich die enge Beziehung zwischen dem Stammdurchmesser und der Kronenfläche. Diese Ergebnisse weisen darauf hin, dass der straffe Zusammenhang zwischen der Kronenmantelfläche und dem Durchmesserzuwachs nutzungsbedingt ist. Zwar ist der

120

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

positive Effekt eines besseren Standraumangebotes auf den Durchmesserzuwachs im Mittel nachweisbar (MFN vs OFN-50, OFN-12 vs OFN-50, Tukey’s Test, P<0.05), dennoch scheint der Einfluss der Kronengröße auf den Durchmesserzuwachs für Buchen in mehr als 50 Jahre unbewirtschafteten Beständen geringer zu sein als für Buchen in bewirtschafteten und kurzfristig unbewirtschafteten Beständen. Die Ergebnisse zeigen: Im Wirtschaftswald erzielen großkronige Buchen in der Regel hohe Durchmesserzuwächse. Eine Kronenförderung erfolgt über eine oft starke Freistellung des ZBaumes und der damit verbundenen Reduzierung der Grundflächenhaltung (Teuffel 2003). In dem “alten“ Naturwald (Stillegung > 50 Jahre) sind auch an klein- und mittelkronigen Buchen hohe Durchmesserzuwächse zu beobachten. Hier findet keine anthropogene Kronenförderung statt, das heißt die Bestandesdichten sind hoch. Daraus lässt sich ableiten, dass der Wendepunkt des Zuwachsoptimums im Wirtschaftswald bei geringeren Grundflächenhaltungen

(ca.

32

m2

ha-1),

der

von

Naturwäldern

bei

höheren

Grundflächenhaltungen (ca. 40 m2 ha-1) zu finden ist. Die Höhe der Zielvorräte kann nicht pauschalisiert, sondern muss an die jeweilige Managementstrategie angepasst werden. Aus waldbaulicher Sicht ist eine zuwachsoptimale Grundflächenhaltung von ca. 40 m2 ha-1 beziehungsweise ein Zielvorrat von ca. 750 m3 ha-1 nur durch eine Kombination klein-, mittel- und großkroniger Buchen zu realisieren. Werden klein- und mittelkronige Bäume im Zuge der Durchforstung entfernt, muss der Zielvorrat auf 450 m3 ha-1 beziehungsweise die Grundflächenhaltung auf ca. 32 m2 ha-1 abgesenkt werde, um einen Zuwachsverlust zu vermeiden. Auf Waldbaukonzepte mit einer starken Kronenpflege, sind somit Zielvorräte von 380 bis 520 m3 ha-1 übertragbar. Für eine eingriffsminimierte Waldwirtschaft (z.B. Prozessschutz-Konzept nach Sturm 1993), bei der ebenfalls eine Z-Baum Förderung stattfindet, die aber eine zunehmende Annäherung an eine natürliche Walddynamik anstrebt, trifft dies nicht zu. Zielvorräte von ca. 600 m3 ha-1 werden im Rahmen dieser Untersuchungen zur Diskussion gestellt. Einschränkend muss festgehalten werden, dass die Aussagen zum Bestandeszuwachs und den Zielvorräten (n=84) sowie zur Baumarchitektur (n=68) auf einem vergleichsweise geringen Datensatz basieren und somit nicht automatisch standortssensitiv sind. Vielmehr liefern sie interessante Hinweise für weitere Analysen und stellen das Wachstumsverhalten von Buchen-Altholzbeständen auf gut wasser- und nährstoffversorgten Standorten zur Diskussion.

121

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Fazit: (i)

Das natürliche Wachstumspotential der Buche zeigt, dass Buchenbestände auch bei hohen Derbholzvorräten hohe Zuwachsleistungen mit guter Qualität erzielen können.

(ii)

Der

Wachstumsrhythmus

Wirtschaftswäldern

ist

von

Buchen-Naturwäldern

unterschiedlich.

Sowohl

die

und

Buchen-

Abnahme

des

Höhenzuwachses mit steigendem BHD als auch die hohe Korrelation zwischen der Kronenmantelfläche und dem Durchmesserzuwachs sind nutzungsbedingt. (iii)

Im Kontext einer eingriffsminimierten Buchenwirtschaft werden Zielvorräte von ca. 600 m3 ha-1 zur Diskussion gestellt.

Die auf diesen Erkenntnissen basierenden Schlussfolgerungen für eine naturnahe Buchenwaldwirtschaft werden im Teilprojekt Waldbau diskutiert.

4.1.4.3 Qualitätsentwicklung Die Pflege und Entwicklung der Schaftqualität ist für die forstliche Bewirtschaftung von zentraler Bedeutung. Insbesondere die Menge an Holz mit sehr guter Qualität, das heißt, Holz, das gemäß der HKS besser als Güteklasse B eingestuft werden kann, spielt für den wirtschaftlichen Erfolg von Forstbetrieben eine besondere Rolle. Die forstliche Pflege zielt deshalb auf den Erhalt und die Förderung dieser Holzsortimente. Die meisten waldbaulichen Handlungsanweisungen zur Pflege beziehungsweise Durchforstung von Buchenbeständen definieren als Mindeststandard die Güteklassen B oder “besser B“ (gemäß HKS) für förderungswürdige Bäume (Z-Bäume). Diese Einstufung ist zwar kurz- und mittelfristig auch Marktschwankungen unterworfen, ist aber durch die HKS klar definiert und als langfristiger Vergleichsparameter geeignet. Im Rahmen der Pflege und Durchforstung werden schlechtere benachbarte Bäume als Bedränger entnommen. Diese Entnahme der sogenannten Bedränger soll den qualitativ besseren Bäumen helfen und zu schnellerem Baumwachstum anregen. Wie bereits gezeigt werden

konnte,

ist

dies

in

dichtbestockten

Buchenbeständen

des

untersuchten

Standortbereiches für eine Durchmesserspanne von 20 bis 40 cm möglich. In diesem Durchmesserbereich ist ebenfalls eine hinreichend genaue Ansprache der Baumqualität möglich, da das besonders wertvolle untere Stammholzstück seine qualitative Entwicklung

122

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

bereist weitgehend abgeschlossen hat. Für Stammstärken von mehr als 40 cm konnte dieser „Wuchsbeschleunigungseffekt“ allerdings nicht mehr nachgewiesen werden. Die Pflege im Wirtschaftswald sollte sich durch die ständige Förderung der guten Bäume positiv auf die Qualität auswirken. Anhand der beobachteten Qualitätsentwicklung von Buchenstammholz lässt sich kein positiver Effekt von Pflegeeingriffen auf die Schaftqualität nachweisen. Eine potentielle Ursache besteht darin, dass durch Bewirtschaftung (z.B. durch Rückeschäden und Fällungsschäden) eine Qualitätsminderung hervorgerufen wird. Dieser Zusammenhang müsste sich aber auch in den Umsetzungsprozessen (Abbildung 15) widerspiegeln. Im Vergleich zu unbewirtschafteten Beständen ist im Wirtschaftwald eine geringfügig höhere Umsetzung von A nach B zu erkennen, die allerdings für sich genommen diesen Umstand nicht erklären kann. Eine weitere Ursache ist darin zu suchen, dass die beschädigten Bäume im Rahmen der Pflege und Ernte entfernt werden. Abbildung 27 zeigt die Qualitätsansprache der im Zeitraum 1992 bis 2004 eingeschlagenen Bäumen. Konzeptkonform dürften bis zum Erreichen des Zieldurchmessers kaum Bäume aus den Güteklassen B und “besser B“ auftreten.

besser B

B

48

52

C und schlechter

100%

80%

60%

40%

20%

0% 32

36

40

44

56

60

64

68

72

> 76

Durchmesserklasse (cm), BHD 1992 Abbildung 27: Wertansprache der gefällten Buchen (1992 bis 2004) in Abhängigkeit der Stammstärke.

123

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Vergleicht man die Anteile der Güteklassen in Abhängigkeit der Stammstärke so wird deutlich, dass in den schwachen Dimensionen meist nur Holz der Güteklassen C und “schlechter C“ eingeschlagen wird. Mit steigendem Durchmesser nimmt der B Holz-Anteil mehr oder weniger kontinuierlich zu. Stammholz der Güteklasse “besser B“ wird erst verstärkt nach erreichen der Zielstärke von 65 cm geerntet. Allerdings ist zu erkennen, dass ab einem BHD von ca. 44 cm die Qualität des ausscheidenden Vorrates weitgehend den Verhältnissen des verbleibenden Bestandes entspricht. Somit kann es in dieser Phase der Waldentwicklung (Vorratspflegephase) nicht zu einer Wertsteigerung durch die forstliche Pflege kommen. Dies kann auf zwei Ursachen zurückgeführt werden: 1. Beschädigte Bäume werden im Rahmen der Pflege entnommen, um somit ihren Wertverlust zu verhindern. 2. Aus wirtschaftlichen Gründen wird die konsequente Einhaltung der Zieldurchmessernutzung nicht eingehalten. Um dies zu klären wurde das Biotopholzaufkommen ausgewertet. Würden beschädigte Bäume, die meist Biotopholzstrukturen entwickeln, im Bestand verbleiben, so dürften sich kaum Unterschiede in der Biotopholzausstattung ergeben. Diese Annahme lässt sich nicht bestätigen (Tabelle 19). Vielmehr zeigt sich das Gegenteil. Im Wirtschaftswald ist die Biotopholzausstattung absolut und relativ (im Verhältnis zum Vorrat) am geringsten. Beschädigte Bäume werden also weiterhin entnommen. Dies legt die Vermutung nahe, dass die durch Pflegeeingriffe beschädigten Bäume der Güteklassen B und “besser B“ im Rahmen der forstlichen Pflege sofort entfernt werden. Das führt dazu, dass der angestrebte Qualitätsaufbau in der Vorratspflegephase, aufgrund der pflegeinduzierten Fällungs- und Rückeschäden, nicht stattfinden kann. Ein vermehrtes Auftreten von Fällungs- und Rückeschäden muss aber nicht zwangsläufig durch die Kontrollstichprobe nachweisbar sein (vgl. Abbildung 15), da diese Bäume ohne eine entsprechende Ansprache ausscheiden. Tabelle 19:

Biotopholz -1 (Vfm m.R. ha )

Biotopholzaufkommen in Abhängigkeit der Bewirtschaftungsintensität.

MFN

OFN-12

OFN-50

14

23

51

124

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Neben der Schaftqualität spielt die Baumarchitektur eine wesentliche Rolle für die Vitalitätsprognose und qualitative Entwicklung der Einzelbäume. Die Ergebnisse zeigen deutliche Unterschiede in Baumarchitektur von Buchen in Wirtschafts- und Naturwäldern. Die Ausbildung der Krone und des Schaftes wird in erheblichem Maße von der Bewirtschaftung beeinflusst.

Fazit: Forstliche Pflege führt in der Vorratspflegephase zu “Qualitätsverlusten“ (Schaftqualität & Länge der qualitativ hochwertigen Schaftsegmente). Eingriffe in dieser Phase sind unbedingt zu vermeiden. Erst die Zielstärkennutzung rechtfertigt eine Ernte der Bäume.

125

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.5

Prognose der Bestandesentwicklung mit dem Waldwachstumssimulator BWINPro

4.1.5.1 Hintergrund und Zielsetzung Eine moderne, nachhaltige Bewirtschaftung des Waldes stellt immer höhere Ansprüche an die Planung und Durchführung von forstlichen Maßnahmen. Mit dem WaldPlaner stellt die Nordwestdeutsche Forstliche Versuchsanstalt ein Softwaresystem zur Verfügung, welches wesentlich zur Optimierung von waldbaulichen Maßnahmen beitragen kann. Es wurde als System zur Entscheidungsunterstützung in einer nachhaltigen Forstwirtschaft konzipiert und ist als open source Software erhältlich. Die in den Waldplaner integrierten Module basieren auf dem ebenfalls von der Nordwestdeutschen Forstlichen Versuchsanstalt entwickelten und bewährten Waldwachstumssimulator BWINPro (Nagel 2005, Nagel et al. 2006). Darüber hinaus ist einen Modul zur automatisierten Generierung von Behandlungsvarianten (Duda 2006) zentraler Bestandteil dieses Softwaresystems. Mit der gleichen Zielsetzung wurden bereits im Jahr 1999 von Sturm & Kaiser (1999) Simulationsversuche mit den Forsteinrichtungsdaten des Stadtwaldes Lübeck von 1992 durchgeführt. Das damals selbst entwickelte Programm war jedoch bei der Simulation weitgehend auf Ertragstafelwerte angewiesen, die in den meist vorliegenden Mischbeständen in Lübeck, nur sehr ungenaue Daten liefern. Im Gegensatz dazu basiert die hier durchgeführte Simulation auf Einzelbaummessungen der Kontrollstichprobe und liefert damit fehlerfreiere Daten. Der Nutzer wird durch den WaldPlaner in der Lage versetzt das Programm als Entscheidungshilfe für die Auswirkungen unterschiedliche Waldbehandlungen einzusetzen und im Optimalfall reale waldbauliche Maßnahmen unter den Gesichtspunkten seiner gesetzlichen, sozialen und ökologischen Vorgaben zu optimieren. Der WaldPlaner ermöglicht die Simulation des Waldwachstums forstlicher Erfassungseinheiten nach verschiedenen vordefinierten Szenarien. Darüber hinaus ist es im eingeschränkten Umfang möglich selbst definierte Managementstrategie zu simulieren. Die Resultate dieser Simulation können anschließend hinsichtlich zahlreicher Parameter ausgewertet und verglichen werden. Das Programm bereitet die Daten automatisiert auf und stellt sie in zahlreichen Ausgabeformaten zur Verfügung. Es stehen Informationen zur Produktion (Zuwachs,

Nutzung,

Sortenstruktur),

zur

biologischen

Diversität

(Laubholzanteil,

Habitatbäume, Totholzanteile, Artprofil) und zur Sozioökonomie (Erntekosten, Abtriebswert) sowie zu forstlichen Ressourcen (Vorrat, Sortimentsstruktur, Durchmesserverteilung, Bestandestypen) zur Verfügung. Vertiefende Analysen sind auf der Grundlage der vorhandenen WaldPlaner-Projekte jederzeit möglich.

126

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Für die freundliche Unterstützung sei an dieser Stelle Herr Hansen und Herr Prof. Dr. Nagel von der Nordwestdeutschen Forstlichen Versuchsanstalt gedankt.

Die Simulation verfolgt drei Ziele: 1. Abschätzung der Vorratsentwicklung und die Bestandesstruktur verschiedener Bewirtschaftungs- bzw. Stillegungsvarianten. 2. Bereitstellung von Grundlagendaten für betriebswirtschaftliche Auswertungen und Interpretation entsprechender Indikatordaten. 3. Plausibilitätskontrolle der verwendeten Simulationstools.

4.1.5.2 Methodik Die Simulation basiert auf der in Kapitel 4.1.2.2 beschriebenen Datengrundlage. Die entsprechenden Daten wurden aus der KSP Software der Firma Forstware in verschiedene Exceltabellen exportiert, die anschließend in das Simulationsprogramm eingelesen worden sind. Als Simulationsprogramm wurde der WaldPlaner Version 1.4 verwendet. Um

die

Auswirkungen

verschiedener

forstlicher

Managementstrategien

und

Nutzungsaufgaben auf die Bestandesentwicklung abzubilden, wurden unterschiedliche Varianten und vordefinierte Szenarien ausgewählt. Die Auswahl richtet sich nach den ausgeschiedenen

Bewirtschaftungsintensitäten

und

Waldentwicklungstypen.

Für

die

Simulation der bewirtschafteten Bestände (MFN) wurden die im Programm implementierten Varianten Ertragsorientiert und Prozessschutz ausgewählt (vgl. Duda 2006):

Bewirtschaftung (unterschiedliche Managementstrategien) - MFN - Prozessschutz (Auslese & Reifephase) -

MFN - Ertragsorientiert (Auslese & Reifephase)

Nutzungsaufgabe (unterschiedliche Ausgangsbedingungen) -

MFN ohne Bewirtschaftung (Auslese & Reifephase)

-

OFN-12 (Auslese & Reifephase)

-

OFN-50 (Auslese & Reifephase)

127

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Simulationszeitraum beträgt 30 Jahre. Dabei werden die Ergebnisse in Intervallen von 10 Jahren dargestellt. Auf eine längerfristige Prognose wurde verzichtet, da die Entwicklung einen stark spekulativen Charakter erhält. Die Prognose der vordefinierten Szenarien basiert auf folgende Annahmen: Ertragsorientierte Variante

Prozessschutz Variante

Naturverjüngung

ja

ja

Pflanzung

nein

nein

Totholzanteil

5%

10 %

Darüber hinaus wurden in der Prozessschutz Variante die in Lübeck

üblichen

Zieldurchmessern (Sturm 2005) verwendet. Nach der Simulation wurde eine Plausibilitätskontrolle durchgeführt. Aufgrund fehlerhafter Datenübernahme aus der Kontrollstichprobensoftware, unplausibler Höhenentwicklungen, fehlerhaft berechnete Abtriebswerte und fehlerhafte Hiebssätze wurden 12 Probekreise aus dem Datensatz entfernt. Anschließend wurden die im WaldPlaner implementierten Auswertungen durchgeführt. Als wesentliche Indikatoren wurden der Holzvorrat, die Bestandesstruktur, die Wuchsleistung, der Abtriebswert und die entsprechenden Hiebsätze ausgewählt. Alle sonstigen Auswertungen liegen in einer Accessdatenbank vor und werden nur in Bezug zu den Vorgenannten behandelt.

4.1.5.3 Simulationsergebnisse

4.1.5.3.1 Vorratsentwicklung Die Vorratsentwicklung der verschiedenen Varianten ist in Abbildung 28 dargestellt. In allen Bestände ohne forstliche Bewirtschaftung kann eine deutliche Vorratszunahme beobachtet werden. Unabhängig von den unterschiedlichen Ausgangsangslagen weisen die Bestände einen Vorrat zwischen 700 und 900 Vfm m.R. pro ha auf. Die ertragsorientierte Waldbewirtschaftung

führt

in

beiden

Waldentwicklungstypen

zu

einer

starken

Vorratsreduktion (ca. 80 und 85 %), für die vor allem die konsequente Endnutzung der Zielstärken verantwortlich ist. Die verbleibenden knapp 100 Vfm m.R. pro ha bestehen in der Regel nicht mehr aus alten Bäumen, sondern nachgewachsener Naturverjüngung. Bei den nach dem Prozessschutz simulierten Beständen der Reifephase führt die Zielstärkennutzung

128

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

ebenfalls zu einem Vorratsabbau. Hier werden die derzeitig hohen Vorräte um mehr als ein Drittel reduziert. Der Vorrat der Bestände der Auslesephase bleibt nahezu konstant. Erstaunlich ist der nach 30 Jahren prognostizierte Vorratsrückgang in den OFN-50 Varianten der Auslese- und Reifephase sowie der OFN-12 Variante in der Auslesephase. Hier wird aufgrund der hohen Stammzahlen von starken Mortalitätsraten ausgegangen. Ob diese wirklich innerhalb von 10 Jahren in diesem Ausmaß eintreten, werden die weiteren Beobachtungen dieser Referenzflächen zeigen.

129

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

1000 900

Vorrat in Vfm m.R. / ha

800 700 600 500 400 300 200 100 0 1992

2004

10 Jahre

MFN Auslesephase ohne Bewirtschaftung MFN Auslesephase Ertrag MFN Reifephase Prozessschutz OFN-12 Auslesephase OFN-50 Auslesephase

Abbildung 28: Tatsächliche

und

simulierte

20 Jahre

30 Jahre

MFN Auslesephase Prozessschutz MFN Reifephase ohne Bewirtschaftung MFN Reifephase Ertrag OFN-12 Reifephase OFN-50 Reifephase

Holzvorratsentwicklung

unterschiedlicher

Bewirtschaftungsintensitäten, Alterstufen und waldbaulicher Szenarien.

.

130

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.5.3.2 Bestandesstruktur Die Vorratsentwicklung und damit die Dichte des Bestandes hat naturgemäß Auswirkungen auf die Bestandesstruktur. Zu besseren Veranschaulichung der Bestandesstruktur stellt der WaldPlaner ein 3D Modell zur Verfügung. Dieses Tool visualisiert die unterschiedlichen Höhenentwicklungen

der

Einzelbäume

in

den

Kontrollstichprobenpunkten.

Die

entsprechende Lückendynamik oder das Abräumen der Altbäume wird hierdurch ebenso verdeutlicht wie die einsetzende Naturverjüngung unter Schirm. Auswirkungen verschiedener Managementstrategien auf die Bestandessstruktur und deren Dynamik (Zeitraum 30 Jahre) sind am Bespiel eines mittelalten (Auslesephase) und alten (Reifephase) bewirtschafteten Bestandes (MFN) dargestellt (Abbildung 29 und 30). Die simulierten dreidimensionalen Modellbestände verdeutlichen die in Bezug auf die Vorratsentwicklung getroffenen Aussagen. Mit hoher Kontinuität entwickeln sich die Bestände

ohne forstliche

Pflege,

wohingegen

in

bewirtschafteten

Beständen mit

zunehmenden Eingriffen beziehungsweise steigenden Nutzungssätzen bestandesstrukturellen Veränderungen umso schneller und stärker eintreten. Im ertragsorientierten Waldbau wird konsequente Zielstärkennutzung bei relativ niedrigen Zielstärken vollzogen. Das Ergebnis sind hohe Nutzungsraten, schnell sinkenden Vorräte und relativ einheitlichen Bestandesstrukturen. Auch die neu aufwachsende Generation endet wieder im Altersklassenwald. Die höheren Zielstärken und damit verbunden geringeren und zeitlich

gestreckten

Hiebssätze

bewirken

im

Prozessschutz-Waldbau

langsamere

Veränderungen sowie eine Entwicklung von mehrstufigen Beständen mit kleinflächiger Lückenstruktur. Ohne Bewirtschaftung scheint die Entwicklung ähnlich wie im Prozessschutz zu verlaufen, doch mit klarem Zeitverzug. Aus diesem Zusammenhang wird deutlich, dass nach dem Prozessschutz-Konzept bewirtschaftete Wälder eine vergleichbare Entwicklung zeigen wie unbewirtschaftete Wälder. Aufgrund der Zielstärkennutzung ist allerdings eine geringere Kontinuität vorhanden, welche die einzelnen Entwicklungsphasen offensichtlich verkürzt. Die folgende Waldgeneration wird deutliche Altersunterschiede entwickeln.

131

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Kontrollstichprobenpunkt 114 (Auslesephase) Ausgangslage 2004

Ohne

Prozessschutz

Ertragsorientierte Variante

Bewirtschaftu

10 Jahre

20 Jahre

30 Jahre Abbildung 29: Ergebnis einer 30-jährigen Szenariosimulation auf der Basis eines bewirtschafteten Bestandes der Auslesephase.

132

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Kontrollstichprobenpunkt 172 (Reifephase) Ausgangslage 2004

Prozessschutz

Ohne Bewirtschaftu

Ertragsorientierte Variante

10 Jahre

20 Jahre

30 Jahre

Abbildung 30: Ergebnis einer 30-jährigen Szenariosimulation auf der Basis eines bewirtschafteten Bestandes der Reifephase.

133

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.5.3.3 Nutzungssätze Abbildung

31

zeigt

die

simulierten

Nutzungssätze

der

waldbaulichen

Szenarien

Prozessschutz und Ertragsorientiert .

MFN Auslesephase Prozessschutz MFN Reifephase Prozessschutz

MFN Auslesephase Ertrag MFN Reifephase Ertrag

300

Efm o.R. pro Jahrzehnt

250

200

150

100

50

0 2004-2013

Abbildung 31: Simulierter

2014-2023

Hiebssatz

in

2024-2033

Intervallen

von

10

Jahren

in

Abhängigkeit

der

Managementstrategie und des Waldentwicklungstyps.

Im Vergleich zur Prozessschutz-Variante ist der ertragsorientierte Waldbau durch deutlich höhere

Hiebsätze

charakterisiert.

Gemäß

den

aufgezeigten

Entwicklungen

der

Bestandesvorräte und Bestandesstruktur liegen diese Hiebssätze weit über den Zuwächsen der Bestände. Dies kann nachhaltig nur durch den hohen Zuwachs der jüngeren Bestände kompensiert werden, die allerdings in dieser Analyse nicht berücksichtigt wurden Ein weiterer Unterschied sind die ausgeglicheneren Hiebssätzen einer ProzessschutzBewirtschaftung.

134

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.5.3.4 Wuchsleistung Die in Kapitel 4.1.4.2.3 aufgezeigte Tendenz, dass mit steigender Grundflächenhaltung beziehungsweise bei hohen Vorräten die Wuchsleistung der untersuchten Bestände bis zu einem Schwellenwert von ca. 45 m2 ha-1 kontinuierlich ansteigt, soll in einem weiteren Schritt mit

Hilfe

des

Simulationsprogramms

überprüft

werden.

Folgerichtig

müssten der

Bestandeszuwachs in der Reihenfolge ’ohne Bewirtschaftung’, ’Prozessschutz-Konzept’ und ’ertragsorientierten Waldbau’ abnehmen. Die Ergebnisse (Abbildung 32) belegen diese Vermutung. Bestätigt wurde diese Annahme auch durch die Untersuchungen von Duda (2006).

2004-2013

2014-2023

2024-2033

OFN-50 Reifephase OFN-50 Auslesephase OFN-12 Reifephase OFN-12 Auslesephase MFN Reifephase Ertrag MFN Reifephase Prozessschutz MFN Reifephase ohne Bewirtschaftung MFN Auslesephase Ertrag MFN Auslesephase Prozessschutz MFN Auslesephase ohne Bewirtschaftung -200

-150

-100

-50

0

50

100

150

200

Wuchsleistung in Vfm m.R. pro ha und Jahrzehnt Abbildung 32

Simulierte Wuchsleistung unterschiedlicher Bewirtschaftungsintensitäten, Alterstufen und waldbaulicher Szenarien.

Bezüglich der bewirtschafteten Bestände der Auslesephase sind für die Varianten ohne Bewirtschaftung und Prozessschutz kaum Unterschiede zu erkennen. Der ertragsorientierte Waldbau

fällt

in

der

Wuchsleistung

deutlich

ab.

Für

die

Altholz-Bestände

der

135

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Wirtschaftswälder

(Reifephase)

wird

die

Annahme

bestätigt.

Insgesamt

sind

die

Wuchsleistungen der mittelalten Bestände (Auslesephase) der Variante Prozessschutz und ohne Bewirtschaftung etwas höher als in den Wirtschaftswäldern der Reifephase. Eine entgegengesetzte Tendenz ist im ertragsorientierten Waldbau zu beobachten. Die Simulation auf der Basis der bereits aus der Nutzung entlassenen Bestände (OFN-12 & OFN-50) zeigt sich ein diffuses Bild. Für die mehr als 50 Jahre unbewirtschafteten Beständen simuliert das Programm das Ende des Vorratsaufbaus. Insbesondere in den Altholz-Beständen wird sogar ein Vorratsabbau prognostiziert, der durch starke Mortalität in dieser Altersphase hervorgerufen werden soll. Ähnliches, wenn auch in abgeschwächterer Form, wird für mittelalte Bestände vorhergesagt. Erstaunlicherweise simuliert das Programm für die mehr als 12 Jahre nicht bewirtschafteten Altholz-Beständen kontinuierliche, relativ hohe Zuwächse. In mittelalten Beständen soll es nach 20 Jahren, aufgrund hoher Mortalität, zu deutlichen Vorratsverlusten kommen, die aber, entgegen der OFN-50-Prognose, zu keiner Vorratsreduktionen führt.

4.1.5.3.5

Abtriebswert

Neben den Vorräten und den Hiebssätzen ist der Abtriebswert der Bestände eine wesentliche

Kenngröße

zur

Abschätzung

des

betriebswirtschaftlichen

Erfolges

unterschiedlicher Waldbauszenarien. Er repräsentiert so zusagen das “vorhandene Warenlager“ des Betriebes.

136

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

45000 40000

Abtriebswert in € / ha

35000 30000 25000 20000 15000 10000 5000 0 1992

2004

10 Jahre

20 Jahre

MFN Auslesephase ohne Bewirtschaftung MFN Auslesephase Ertrag MFN Reifephase Prozessschutz OFN-12 Auslesephase OFN-50 Auslesephase

30 Jahre

MFN Auslesephase Prozessschutz MFN Reifephase ohne Bewirtschaftung MFN Reifephase Ertrag OFN-12 Reifephase OFN-50 Reifephase

Abbildung 33: Tatsächlicher und simulierter Abtriebswert unterschiedlicher Bewirtschaftungsintensitäten, Alterstufen und waldbaulicher Szenarien.

Abbildung

33

bestätigt

die

hohe

Übereinstimmung

zwischen

Vorrats-

und

Abtriebswertentwicklung. Eine Nutzungsaufgabe führt demnach nicht zu einer Reduktion des Betriebsvermögens, sondern vielmehr zu einer Steigerung. Verglichen mit bewirtschafteten Beständen kann in Relation zu den Zuwachsleistungen sogar von einem besseren Vermögensaufbau durch Aussetzen der forstlichen Bewirtschaftung gesprochen werden.

137

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.5.4 Diskussion 4.1.5.4.1 Vorratsentwicklung, Wuchsleistung und Bestandesstruktur Die simulierten Vorräte in den nicht bewirtschafteten Varianten erreichen durchschnittliche Vorräte von ca. 700 bis knapp über 900 Vfm m.R. Diese vergleichsweise hohen Werte, werden aber heute schon deutlich von einigen Beständen in der OFN-50 Variante im Untersuchungsgebiet übertroffen. Ab einem Wert von ca. 900 Vfm m.R. scheint das Programm von starken Mortalitätsraten auszugehen, die in diesem Ausmaß nicht in den Beständen beobachtet werden konnten. Demzufolge liegt die Vermutung nahe, dass die Berechnung der Mortalitätsraten nicht realitätskonform ist, was wiederum Auswirkungen auf die simulierte Wuchsleistung besitzt. In den unbewirtschafteten Vatianten ist demnach nur noch mit geringen Zuwächsen zu rechnen, was anhand der vorliegenden Untersuchungen, selbst in dichtbestockten Beständen der OFN-50 Variante, nicht bestätigt werden kann. Des weiteren sind großflächige Vorratseinbrüche in diesem Ausmaß aus Naturwäldern nicht bekannt.

Eine

weitgehende

Übreinstimmung

der

simulierten

und

beobachteten

Vorratsentwicklungen ist für bewirtschaftete Bestände festzustellen. Je stärker die Hiebssätze angehoben werden, umso geringer wird die Zuwachsleistung, was auf lange Sicht wieder die Ausbildung von Altersklassenwäldern bewirkt. Jede Extensivierung der Nutzung führt zu einer Zuwachssteigerung und langfristig auch zu strukturreicheren Beständen (u.a. Koop 1989). Sowohl die beobachteten als auch simulierten Ergebnisse bestätigen die deutlichen Unterschiede in der Wachstumsdynamik von Wirtschafts- und Naturwäldern. Ertragskundliche Annahmen, die für den Wirtschaftswald gelten müssen für Naturwälder nicht zutreffen. Eine Annäherung durch Extensivierung der Waldpflege muss diesen Gesichtspunkt Rechnung tragen.

4.1.5.4.2 Hiebssatz und Abtriebswert Die in der Simulation berechneten Hiebssätze scheinen sehr hoch gegriffen und orientieren sich an Zielvorstellungen von Bestockungsdichten, die deutlich unter den derzeitigen Bestockungsdichten liegen. Dies trifft auch für den in den WaldPlaner implementierten Prozessschutz zu. Ziel der vorliegenden Simulation ist nicht die Plausibilitätskontrolle der Modellannahmen, sondern die grundsätzliche Diskussion der Ergebnisse, die, wie bereits dargelegt (Kapitel 4.1.4.2), überraschend ausfallen. Auch hier wird deutlich, dass eine Intensivierung des Einschlages die Zuwächse reduziert. Entlässt man einen Wald aus der

138

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Bewirtschaftung, so akkumuliert er offensichtlich bei gleichzeitig steigenden Zuwächsen mindestens über 30 Jahre deutlich mehr Vorrat als bewirtschaftete Bestände. Betrachtet man die Ergebnisse der Qualitätsanalyse in Relation zu den Ergebnissen der tatsächlichen und simulierten Zuwachs- und Vorratsentwicklungen, so wird für den untersuchten Standortsbereiche eine forstliche Pflege von Buchenbeständen vollkommen in Frage gestellt. Eine Holzernte kann hier nur zum Entfernen wirklicher Bedränger26 und zum decken der Liquidität des Forstbetriebes gerechtfertigt werden. Vollkosten berechnete, defizitäre Pflegeeingriffe sind auf diesen Standortsbereich und den hier vorliegenden Bestandestypen in keinem Betrieb zu begründen. Diese Schlussfolgerungen werden von den vorliegenden Abtriebswertberechnungen gestützt, insbesondere, da qualitative Unterschiede zwischen den Varianten in der Simulation nicht berücksichtigt wurden. Betrachtet man die Ergebnisse der Qualitätsanalyse, sind hier berechtigte Zweifel angebracht. Die konsequente Umsetzung dieser Ergebnisse würde eine Extensivierung noch deutlicher begünstigen. 4.1.5.4.3 Ökologische Auswirkungen In

Bezug

auf

die

Bestandesdynamik

lässt

sich

als

charakteristisches

Merkmal

unbewirtschafteter Bestände eine hohe Kontinuität der Bestandesstruktur beobachten. Diese kann so nicht 1 zu 1 auf den Wirtschaftswald übertragen werden, da Pflege und Ernteeingriffe immer auch die Struktur beeinflussen. Neuere Untersuchungen gehen davon aus, dass die Kontinuität der Strukturentwicklung einer der Hauptfaktoren für die bessere Ausstattung der Naturwälder (Urwaldrelikte) mit lebensraumtypischen Arten ist.

4.1.5.4.4 Betriebliche Entscheidung Die vorliegenden Ergebnisse verdeutlichen, dass sich für eine langfristig orientierte, betriebswirtschaftlich optimierte Buchenwaldwirtschaft auf Jungmoränenstandorten eine Extensivierung kaum vermeiden lässt. Wie schnell der Forstbetrieb dies umsetzen kann hängt in erster Linie von den Liquiditätsansprüchen an den Wald ab. Werden hohe Personalstände und andere hohe Fixkosten vorgehalten, wird die Umsetzung nur sehr langsam erfolgen können, um ein defizitäres Betriebsergebnis zu vermeiden. Kann der Forstbetrieb finanzielle Einbußen tolerieren oder die Beschäftigung des Personalstandes umstrukturieren, ist eine Extensivierung unumgänglich. Diese Entscheidung ist allerdings immer vor dem Hintergrund der aktuellen Marktsituationen zu beurteilen. Unterstützend 26

Bäume mit schlechter Qualität, die vitaler als benachbarte Z-Bäume sind.

139

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

kommt hinzu, dass eine Extensivierung auch aus ökologischer Sicht deutliche Vorteile aufweist, was in den anderen Teilprojekten gezeigt werden konnte. 4.1.5.4.5 Anwendbarkeit des Simulationsprogramms Im Folgenden werden die Erfahrungen mit der Anwendung des WaldPlaners skizziert: 1. Der Waldplaner scheint sehr gut geeignet waldbauliche Unterschiede in seinen waldwachstumskundlichen Auswirkungen darzustellen. Damit kann er betriebliche Entscheidung

beeinflussen

und

als

„Ratgeber“

in

waldbaulichen

Fragen

herangezogen werden. 2. Das implementierte Prozessschutzmodule entspricht nicht in allen Punkten der Realität in der Anwendung im Wald. So sind die Hiebsätze zur Förderung der ZBäume eindeutig zu hoch. 3. Bei der Simulation von vorratsreichen nicht mehr bewirtschafteten Buchenwäldern, stößt das Programm offensichtlich an seine Grenzen. Ob diese durch andere zu hinterlegende Wachstumsalgorithmen ausgeglichen werden können, entzieht sich der Kenntnis des Autors. Es erscheint zumindest fraglich, da das Wachstum der Einzelbäume an die Kronenausformung gekoppelt ist und diese in unbewirtschafteten Buchenwäldern der hier untersuchten Standorte keine Auswirkung auf den Zuwachs hat. 4. Der WaldPlaner muss in seiner Benutzerfreundlichkeit noch verbessert werden, soll er in der forstlichen Praxis eine breite Anwendung finden.

140

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.1.6 Literatur Akça, A. (1993): Zur Methodik und Bedeutung der kontinuierlichen Forstinventuren. Allg. Forst- u. J. Ztg.164, 193-198. Assman, E. (1950): Grundflächen- und Volumenzuwachs der Rotbuche bei verschiedenen Durchforstungsgraden. Forstwiss. Cbl. 69, 256-286. Assmann, E. (1961): Waldertragskunde. BLV, München. Assmann, E. (1965): Buchenlichtwuchsbetrieb. Forstwiss. Cbl. 84, 329-346. Assmann, E. (1970): The principles of forest yield study: Studies in the organic production, structure, increment and yield of forest stands. Pergamon, Oxford. Barnes, B.V., Zak, D.R., Denton, S.R. & Spurr, S.H. (1998): Forest ecology. John Wiley & Sons, New York. Basualdo, M., Bedasccarrasbure, E.L. & de Jong, D (2000): Africanized Honey Bees (Hymenoptera: Apidae) have a greater fidelity to sunflowers than European bees. J. Econ. Entomol. 93, 304-307. Beck, D.H. (1971): Height-growth pattern and site index of white pine in Southern Appalachians. For.Sci. 17, 252-260. Begon, M.E., Harper, J.L. & Townsend, C.R. (1998): Ökologie. Spektrum, Heidelberg & Berlin. BfN Bundesamt für Naturschutz (2008): Bonner Thesen zum „Naturerbe Buchenwälder”.URLhttp://www.bfn.de/fileadmin/MDB/documents/themen/landwirtschaf t/buchenwaldthesen.pdf BMVEL Bundesministerium für Verbraucherschutz, Ernährung und Landwirtschaft (2004): Die zweite Bundeswaldwaldinventur–BWI. Das Wichtigste in Kürze. Gekko GmbH, Sankt Augustin.URL http://www.verbraucherministerium.de

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im

Nordostdeutschen

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Schlussbericht

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

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K.

(1992):

Arbeitsanweisung

für

die

Erstaufnahme

der

permanenten

Stichprobenpunkte (Kontrollstichprobe) im Stadtwald Lübeck. Polykopie, Silva Verde GmbH, Eckernförde. Sturm, K. (1993): Prozessschutz – ein Konzept für naturschutzgerechte Waldwirtschaft. Zeitschr. f. Ökol. u. Nat.sch. 2 (3), 181-192. Sturm, K. (1994): Naturnahe Waldnutzung in Mitteleuropa. Gutachten im Auftrag von Greenpeace Deutschland (Hrsg.). Hamburg. Sturm, K. (2002): Berechnungen von betriebswirtschaftlichen Konsequenzen von Naturschutzmaßnahmen in bewirtschafteten Buchenwäldern im nordostdeutschen Tiefland. Unveröffentlichte. Studie für die Landesanstalt für Großschutzgebiete Brandenburg (LAGS). Sturm,

K. (2003):

Arbeitsanweisung

für

die zweite Aufnahme der

permanenten

Stichprobenpunkte (Kontrollstichprobe) im Stadtwald Lübeck. Polykopie, Silva Verde GmbH, Eckernförde. Sturm, K. (2005): Allgemeiner Teil zur Forsteinrichtung im Stadtwald Lübeck. Polykopie, Silva Verde GmbH, Eckernförde. Sturm, K. & Westphal, C. (1993): Ganzflächige Waldbiotopkartierung im Saarland. Ministerium für Wirtschaft im Saarland (Hrsg.). Saarbrücken

157

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Sturm,

K.

&

Kaiser,

M.

(1999):

Dem

Öko-Wald

gehört

die

Zukunft.

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

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159

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Winter, S. (2005): Ermittlung von Struktur-Indikatoren zur Abschätzung des Einflusses forstlicher

Bewirtschaftung

auf

die

Biozönosen

von

Tiefland-Buchenwäldern.

Dissertation Technische Universität Dresden. Winter, S., Flade, M., Schumacher, H., Kerstan, E., Möller, G. (2005): The importance of near-natural stand structures for the biocoenosis of lowland beech forests. In: Commarmot, B. (ed.): Natural Forests in the Temperate Zone of Europe: biological, social and economic aspects. For. Snow Landsc. Res. 79 (1/2), 127-144. Wood, S.N., 2006. Generalized Additive Models. An Introduction with R. Chapmann & Hall/CRC Boca Raton, London, New York. Zuur A.F., Ieno E.N. & Smith G.M. (2007): Analysing Ecological Data. Springer, New York. Zuur A.F., Ieno E.N., Walker, N., Saveliev, P. & Smith G.M. (2009): Mixed Effects Models and Extensions in Ecology with R. Springer, New York. (in press, the book will be published in March 2009). URL http://www.highstat.com

160

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

161

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Teilprojekt 4.2 Waldverjüngung und Verbiss von Hermann Ellenberg1, Andreas Fichtner2 und Jeanine Wagner31

Abb: Ritzerau November 1991 – 12 x 12 m Zäunungsfläche - Paarvergleich Olaf Kühnast und Dr. Lutz Fähser im November 1991 vor einer seit Anfang Mai 1991 eingezäunten Naturverjüngung aus Buche und Esche im nordwestlichen Ritzerauer Forst. Eine Zaunstütze ist rechts der Bildmitte deutlich, davor im Vordergrund ein kleiner Eckpfosten zur Markierung der ungezäunten Vergleichsfläche. - Hinter dem Zaun konnte die beim Wild Verbiss-beliebte Esche, im Frühjahr genauso stark verbissen wie auf der ungezäunten Vergleichsfläche, vital weiterwachsen und trägt Anfang November noch grünes Laub. Auf der Vergleichsfläche im Vordergrund stehen Eschen (zwischen den Buchen) genauso dicht wie hinter dem Zaun, unterlagen aber über das Sommerhalbjahr intensivem Verbiss. Ihre übrig gebliebenen Blätter sind gelblich grün und zeigen damit Nährstoffmangel an. Dazwischen stehen - mit braunen Blättern - kaum verbissene Buchen, auch im Zaun! (Foto: H.Ellenberg)

1

PD Dr. Hermann Ellenberg, Ansverusweg 10, 23909 Ratzeburg, mail: [email protected] 2 Dipl.biol. Andreas Fichtner, Ökologiezentrum, Universität Kiel, Olshausenstr. 40, 24118 Kiel, mail: [email protected] 3 Jeanine Wagner, Ökologiezentrum, Universität Kiel, Olshausenstr. 40, 24118 Kiel, mail: [email protected]

162

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.2 Waldverjüngung und Verbiss 4.2.1. Einführung Alle großen Bäume gingen durch ein Stadium, in dem sie nur wenige Zentimeter bis Dezimeter hoch waren. In diesem Zustand unterliegen sie ganz anderen ökologischen Bedingungen als im erwachsenen Alter: Sie leiden z.B. unter der Beschattung durch größere Individuen, viele unterliegen in der Konkurrenz um Licht, die Energiequelle der grünen Pflanzen. Auch in der Konkurrenz um Wasser und Nährstoffe bestehen nur wenige der Tausende von Individuen, die aus den Samen aufkeimten. Hohe Luftfeuchte und reduzierte Luftbewegung in den bodennahen Schichten verbessern die Lebensbedingungen für Mikroorganismen und Pilze, die oft Keimlinge und Jungpflanzen befallen - wenn sie nicht schon die Samen ausgeschaltet haben. Weitere Gefährdungsfaktoren für junge Bäumchen sind u.a. Schneckenfraß und dann im Dezimeter-Bereich Verbiss durch wildlebende Tiere, namentlich Rehe, Hirsche und zum Teil auch durch Mäuse, Kaninchen und Hasen. Rinde kann als Nahrung abgenagt oder „geschält“ werden, was wiederum Mikroorganismen Infektionswege öffnet und z.B. zu Verpilzungen führen kann, die die Wasserversorgung des wachsenden Baumes unterbinden oder seine Standfestigkeit schwächen. Auch das „Fegen“ des Bastes von den ausgewachsenen Geweihen der Rehe und Hirsche, sowie das „Schagen“ der reifen Geweihe an jungen Bäumen führt zu ähnlichen Beeinträchtigungen. Vom Schälen und Schlagen abgesehen dominiert erst in Höhen von über ca. 2 m wieder Konkurrenz um Licht, Wasser und Nährstoffe die weitere Entwicklung der Bäume. Dies sind alles natürliche Vorgänge. Sie gehören zum Wald. Auch Fegen, Schlagen und - selbstverständlich - Verbiss sind normales Verhalten des Wildes. Sie werden - auch von Forstleuten - toleriert. In welchem Ausmaß? Das ist die Frage. - Hier existieren unter Forstleuten noch keine ausreichend präzisen Vorstellungen, um im Anblick einer Verjüngung verlässlich sagen zu können, ob sie „reicht“, um definierte forstliche Ziele zu erreichen. „Erfahrung“ und „Dafürhalten“ leiten die Urteile. In extremen Fällen treffen sie zweifellos zu. Sind aber 350 junge Buchen pro Hektar in Höhen von 1,5 bis 3,0 m für eine erfolgreiche Naturverjüngung ausreichend? Oder müssen es 2.000/ha sein? Sind 250/ha stark verbissene Bergahorne ausreichend für eine gewollte Beimischung von Edellaubholz zu den Buchen? Elf Eschen, zwei Kirschen und eine Ulme pro Hektar in der benannten Höhenklasse scheinen mir eindeutig zu wenig für eine zukünftige, beerntbare Beimischung. In diesem Kontext stehen „Aufgaben“ an für Forstleute, nicht nur im Hinblick auf ihre eigene

163

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Zielbestimmung, sondern auch für eine sachgerechte Auseinandersetzung mit Jägern und der breiteren Öffentlichkeit. Unsere Aufgabe im vorliegenden Beitrag besteht nur in der Beschreibung der vorhandenen Verjüngung in neun Forstorten des Stadtwaldes Lübeck, die im nördlichen Teil

des

Kreises

Herzogtum

Lauenburg

liegen.

Es

handelt

sich

um

7

Wirtschaftswaldflächen (MFN mit forstlicher Nutzung) sowie das Naturschutzgebiet (NSG) Hevenbruch (seit mehr als 12 Jahren ohne forstliche Nutzung - OFN-12) und den Schattiner Zuschlag (er liegt im westlichsten Mecklenburg, wenige km nordöstlich des Ratzeburger Sees und ist seit mehr als 50 Jahren forstlich nicht mehr genutzt - OFN-50). Die Wirtschaftswälder werden seit 1994 nach Vorgaben des „Lübecker Modells“ behandelt. Behlendorfer Forst, Berkenstrücken, Hägesahl-Ohlenwegen, Riepenholz und Trammer Stubben sind jagdlich verpachtet. Für die Albsfelder Tannen und das Ritzerauer Hauptrevier hat der Stadtwald selbst die jagdliche Regie. Das gilt auch für das NSG Hevenbruch (OFN12). Der Schattiner Zuschlag ist kleiner als die Mindestgröße einer Eigenjagd (75 ha) und muss deshalb jagdlich verpachtet werden. Unsere Fragen lauten vor dem skizzierten Hintergrund: Welche Baumarten kommen an? Mit wie vielen Individuen? Welche Baumarten „kommen durch“, erreichen Höhen zwischen 160 und 320 cm (s.u.)? Mit wie vielen Individuen? Wie stark sind sie verbissen? Oder präziser: Wie groß ist der Verbiss in den definierten Höhenklassen (1 bis 5, s.u.)?

4.2.2 Problematik und Durchführung der Verbiss-Untersuchung 4.2.2.1 Heterogenität der Standorte und der Verjüngung Die von uns hier untersuchten Wälder fußen auf Böden, die sich in der Jungmoräne seit gut 10.000 Jahren entwickelt haben. Solche Moränenböden können kleinräumig, im Bereich von wenigen bis einigen Dutzend Metern sehr heterogen zusammengesetzt sein, weil bei der Ablagerung des Gletscherschutts und der Umlagerung mit dem (Schmelz-)Wasser Ton, Schluff, Sand und Kies unsortiert bzw. nur teilweise sortiert deponiert wurden. Nasse und weniger feuchte bis hin zu Wasser-durchlässigen Standorten liegen oft nahe benachbart. Großräumig, im Maßstab von Kilometern wiederholen sich allerdings die Standortbedingungen. - Auch die Verteilung der jungen Bäumchen selbst ist erfahrungsgemäß oft sehr uneinheitlich. Ohne aufwändigere Untersuchungen lassen sich für Vorkommen oder Fehlen von Verjüngung die Ursachen nur selten leicht ansprechen, so dass wir hier von „Zufällen“ ausgehen. - Ein tendenziöser Bearbeiter könnte bei solchen Bedingungen durch einen oder

164

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

wenige Schritte „zur Seite“ „systematische Fehler“ in eine Erhebung der Verjüngungssituation und namentlich ihrer Verbissbelastung einbringen. Letztere nämlich scheint im Maßstab von Metern ihrerseits „zufälligen“ Ereignissen ausgesetzt zu sein. 4.2.2.2 Objektive Beschreibung der Verjüngung Angesichts der skizzierten Situation muss bei der Geländearbeit eine Methodik eingesetzt werden, die eine willkürliche oder unwillkürliche „einseitige“ Beeinflussung der Ergebnisse so weit wie möglich ausschaltet - nicht nur um möglicher Kritik aus der Jägerschaft vorzubeugen. Unser Vorgehen sei deshalb hier etwas ausführlicher beschrieben (s.u.). Wir gliedern bei der Aufnahme der Verjüngung die Bäumchen nach Art und Höhenklasse, halten für jedes Individuum den Verbiss fest. Dabei wird differenziert nach Verbiss durch Mäuse, Hasen/Kaninchen und durch Rehe und Hirsche. „Frischer“ Verbiss erfolgte im Verlauf der letzten ca. zwei Monate. Er ist erkennbar an den meist noch weißen Abrissstellen, wo das Holz der Triebe freigelegt wurde. „Alter“ Verbiss wird bis zu zwei Jahren rückblickend berücksichtigt. Hier ist die Verbissstelle selbst bereits verwittert und setzt sich farblich kaum noch von der der Rinde des verbissenen Triebes ab. Wir verwenden lange, schmale Probeflächen („Streifen“, „Transekte“), die wir nach einem Zufallssystem in vom zuständigen Förster am Schreibtisch als „verjüngungsrelevant“ definierte Flächen legen. Jahreszeitlich liegt die Geländearbeit zwischen dem Ende des Winters und dem Ergrünen des Laubes, etwa von Mitte März bis in die ersten Tage des Mai. 4.2.2.2.1 Höhenklassen Die Erfahrung zeigt, dass Verbiss an der Verjüngung in Bezug auf die Höhe über dem Erdboden unterschiedlich verteilt ist. Am stärksten verbissen sind junge Bäumchen in „bequemer“ Höhe, also dort, wo normalerweise das Reh sein Haupt trägt. Niedrig am Boden, besonders dann, wenn sie eingesprengt sind zwischen z.B. Knöchel-hohen Blaubeeren, werden junge Bäumchen deutlich seltener abgeäst als in Knie-Höhe. Auch oberhalb von etwa 80 cm geht der Anteil verbissener Individuen wieder erkennbar zurück. Wir definieren darum die Höhenklassen wie folgt: Höhenklasse 1

=

unter 20 cm

Höhenklasse 2

=

20 - 40 cm

Höhenklasse 3

=

40 - 80 cm

Höhenklasse 4

=

80 - 160 cm

165

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Höhenklasse 5

=

160 - 320 cm.

Dabei lassen wir die Höhenklassen bewusst in einer „geometrischen“ Folge zunehmen. - Rehe erreichen bei der Nahrungsaufnahme selten mehr als etwa 130 cm Höhe, Damwild und Rotwild kaum über 160 bis 170 cm. „Dem Verbiss entwachsen“ ist deshalb die „Höhenklasse 5“. Sie wird oben entsprechend der geometrischen Folge auf 320 cm begrenzt, um hier keine „Überbetonung“ zu verursachen. Höchster Verbissdruck liegt auf der Höhenklasse 3 (H3), geringster auf H1. Das führt dazu, dass dem „Ankommen“ der Verjüngung der verschiedenen Baumarten relativ wenig entgegensteht. 4.2.2.2.2 Verbiss-Definition „Verbiss“ ist das Ergebnis des Abbeißens von Zweigspitzen bzw. Triebachsen von Bäumchen durch Tiere. Auch die Tätigkeit selbst wird als „Verbiss“ bezeichnet, falls nicht das Wort „Verbeißen“ gewählt wird. Verbeißende Wildtiere in der Fauna Mitteleuropas sind Wühlmäuse und Hasenartige sowie Hirschartige und Hornträger - letztere kommen wild (vom Muffelwild abgesehen) nur im Gebirge vor. Verbiss durch Wühlmäuse kann in einer vergrasten Verjüngung z.B. auf Kahlschlägen durchaus von Bedeutung sein. Solche Verhältnisse fehlen

jedoch im Stadtwald Lübeck. Kaninchen kommen ebenfalls nur

ausnahmsweise vor. Somit reduzieren sich die Verbiss verursachenden Arten auf Hasen, Rehe, Dam- und Rotwild. Hasen-Verbiss lässt sich gut von dem durch die anderen Arten verursachten unterscheiden. Nur selten werden Bäumchen oberhalb von 40 cm Höhe abgebissen. Der Biss selbst ist wie mit dem Messer geschnitten, schräge zur Triebachse und glattrandig. Im Gegensatz dazu bleibt die Verbissspur durch Schalenwild mehr oder weniger quer zur Triebachse und rauhrandig, oft zerfasert wirkend. Den Wiederkäuern fehlen die oberen Schneidezähne. Sie nehmen deshalb den Zweig meist quer zwischen die Praemolaren und reißen ihn mit einer seitlichen ruckartigen Kopfbewegung ab. Verbiss durch Rehwild lässt sich am einzelnen Objekt nicht sicher von dem durch Rot- oder Damwild unterscheiden. Rehe nehmen oft dünnere Triebe als Hirsche und in niedrigerer Höhe, außerdem verursachen sie selten „flächige“ Fraßbilder, sondern nehmen einzelne Triebe, mal hier, mal da. Man spricht vom „naschhaften“ Reh. Bei auf mehreren Quadratmetern „herunter geweideten“ Verjüngungen waren fast immer Hirsche die Ursache. Sie treten in größeren und dichteren Gruppen (Rudeln) auf als Rehe, die in der Regel in lockeren Kleingruppen (Sprünge) äsen. Dabei sind z.B. Ricken und ihre Kitze oft viele Meter voneinander getrennt. Rehe erreichen beim Verbeißen Höhen von kaum mehr als 130 cm, während Dam- und Rotwild bis in etwa 160

166

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

cm Höhe Zweige verbeißen, namentlich herabhängende von unten. Nicht selten entstehen auf diese Weise „Fraßlinien“, die die weitgehend vegetationslos geästen Freiräume bodenparallel nach oben begrenzen. An ihrer „Höhenlage“ kann man leicht erkennen, von welcher Art sie verursacht wurden, meist von Rot- oder Damwild. Fraßlinien erkennt man am besten durch „in die Hocke gehen“. Wenn man dann weiter durch den Wald sehen kann als im Stehen, kann es sich um eine Fraßlinie handeln. In der vorliegenden Arbeit wurde nur unterschieden zwischen Verbiss durch Hasen und dem durch Schalenwild bei aufwachsenden Jungbäumchen. 4.2.2.2.3 Festlegung und Untersuchung der Probeflächen Angesichts der oben erwähnten Heterogenität in der Verteilung der Verjüngung in den bearbeiteten Wäldern scheint es vernünftig, lange, schmale Untersuchungsflächen vor kreisrunden oder kompakt rechteckigen zu bevorzugen. Solche „Streifen“ oder „Transekte“ treffen (bei „gleicher“ Fläche) mit größerer Wahrscheinlichkeit auf die kleinräumig unterschiedlichen Bedingungen als „Kreise“ oder „Quadrate“: Um willkürlicher oder unwillkürlicher Beeinflussung der Probeflächenfestlegung möglichst auszuweichen, haben wir Lage und Richtung der „Streifen“ nach einem Zufallssystem definiert (s.u.) Zuvor umriss der zuständige Förster auf einem Messtischblatt (1:25.000) großzügig die aus seiner intimen Kenntnis der Wälder als „verjüngungsrelevant“ zu benennenden Flächen. Auf diese Weise wurden Waldteile aus der Verbissuntersuchung ausgeklammert, in denen wir uns wegen bereits gelungener Verjüngung oder wegen dicht schließender Entwicklungsphasen (z.B. Stangenholz) nur unnötig Arbeit gemacht hätten. Die Ausscheidung solcher verjüngungsrelevanter Flächen ist in Altersklassenwäldern zwanglos möglich, in Urwäldern nicht sinnvoll und in den „Naturwäldern“ Hevenbruch (OFN-12) und Schattiner Zuschlag (OFN-50) nicht einfach, weil bei dem dort überwiegend dicht gewordenen Kronenschluss Verjüngung durch starke Beschattung ohnehin Schwierigkeiten hat. Wir verteilten in OFN-12 und OFN-50 unsere „Streifen“ im Prinzip über die ganze Fläche und bezogen offensichtliche Verjüngungsgebiete bevorzugt mit ein. Im Vergleich zu den Wirtschaftswäldern untersuchten wir deshalb in den nicht mehr bewirtschafteten Wäldern die doppelte Anzahl an Streifen, 20 anstatt 10 (s.u.). Die Probeflächen selbst legten wir nach einem dreifach gestaffelten Zufallssystem fest, so dass wir keinen Einfluss auf die konkrete Lage der Streifen nehmen konnten: -

Ein Zufallsgenerator gab uns eine erste Zufallszahl zwischen 1 und 360. Mittels eines Kompasses wurde die so benannte Himmelsrichtung angepeilt - und zwar von einem

167

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Ausgangspunkt innerhalb oder am Rande der „verjüngungsrelevanten Fläche“, den wir zuvor willkürlich ausgewählt hatten nach Kriterien der leichten Wiederfindbarkeit: eine Wegegabelung, eine Brücke, ein großer Stein, ein auffälliger Baum, ein eingeschlagener Pflock, etc. -

Eine zweite Zufallszahl benannte den Abstand von diesem Ausgangspunkt (in Metern) in der vorgegebenen Richtung. Er wurde mit einem Maßband abgemessen. Diese zweite Zufallszahl sollte aus praktischen Erwägungen größer als 20 aber kleiner als 100 sein. Auf diese Weise wurde der „Anfangspunkt“ der Probefläche bestimmt.

-

Die dritte Zufallszahl ergab - zwischen 1 und 360 - erneut eine Richtung und damit die Lage des Probestreifens. Dieser sollte 20 m lang und 2 m breit sein, also 40 m² enthalten. Der so festgelegte Streifen wurde mittels des Maßbandes „fixiert“. Ein zeitaufwändiges „Einmessen“ von Basislinien und Probeflächen konnte auf diese Weise entfallen.

Auf den wie beschrieben festgelegten „Streifen“ wurden alle vorkommenden Bäumchen zwischen „unter 20“ und „160 bis 320 cm“ Höhe (s.o.) mittels eines vorbereiteten Stabes mit Höhenmarkierungen eingestuft, die Art angesprochen und der Verbiss beurteilt: Kein Verbiss, „frischer“ Verbiss, „alter“ Verbiss, durch Hasen, durch Schalenwild. Verbiss traf in den Höhenklassen 1 bis 3 (bis 80 cm) fast ausnahmslos die Hauptachse des Stämmchens, oft - nach Verbiss in zurückliegenden Jahren - eine sekundäre Hauptachse, nicht selten in wiederholtem Maße. Verbiss an peripheren Zweigen haben wir nicht mitprotokolliert. Er kam in H4 und H5 nicht selten vor. „Alter“ Verbiss an der Hauptachse wurde bis zwei Jahre zurück berücksichtigt. - In der Praxis bewährten sich zwei 1 m lange Stäbe, die rechtwinkelig zum zentral liegenden Maßband Teilflächen abgrenzen konnten. Wir protokollierten jeweils separat die ersten und die zweiten 2 m-Teilstücke, dann ein 4 m-Teilstück sowie den „Rest“ (bis 20 m), das gleiche auf der gegenüberliegenden Seite des Maßbandes. Es bewährte sich der Einsatz von jeweils zwei Personen für die Geländearbeit: eine für das Messen und Ansprechen der Bäumchen, die zweite für das Protokollieren auf vorbereiteten Strichlisten. Die Hilfe einer „zweiten Person“ ist auch beim Einpeilen und Abmessen nützlich, sie gibt außerdem subjektive Sicherheit im Gelände. - Durch die Benutzung eines Diktiergerätes wird kaum Zeit eingespart, weil das Abhören der Befunde und das Nachprotokollieren am Schreibtisch viel Zeit erfordert, und weil es erfahrungsgemäß im „Alleingang“ unerwartet viele Fehler produziert, die in der Gruppe im Gelände durch Nachfragen direkt ausgemerzt werden.

168

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Zeitaufwand für die Geländearbeit zwischen Mitte März und Anfang Mai 2007 betrug etwa je 12 bis 15 Minuten pro Transekt für die Festlegung des „Streifens“ und im Mittel je eine knappe Stunde für die Aufnahme von Verjüngung und Verbiss. Das Ziel waren je 10 bearbeitete Verbiss-Streifen pro Forstort, weil es sich erwiesen hat, dass sich der Anteil verbissener Jungbäumchen an der Gesamtzahl erfasster Bäumchen ab etwa 7 bis 8 bearbeiteten „Streifen“ stabilisiert, oft schon früher. Seltenere Baumarten sind bei solchem Vorgehen nur grob einzustufen, häufigere auf weniger als 10% genau (oft genauer als 5%), trotz der angesprochenen Heterogenität in der Verteilung von Verjüngung und Verbiss. Diese Zusammenhänge wurden bei früheren Untersuchungen explizite ausgetestet (Kühnast und Ellenberg 1991, 1992). Vier bis maximal acht Streifen pro Tag waren zu schaffen, d.h. man konnte sich - im Spätwinter/Vorfrühling - auf geeignete Witterung konzentrieren - bei 6 Streifen pro Tag sind das 19 Arbeitstage im Gelände. Jeanine Wagner wurde von Hermann Ellenberg drei Tage lang in die Methodik eingeführt und begleitet, wobei 19 Streifen bearbeitet werden konnten. Sie führte dann die Arbeiten mit verschiedenen Helfern selbständig durch und strebte mit diesem Einsatz eine Master-Arbeit an der Universität Kiel an (Betreuer: PD Dr. Joachim Schrautzer, Ökologiezentrum). Sie erkrankte im Winter 2007/2008 und brachte deshalb die Arbeit nicht zum Abschluss. Die hinterlassenen Daten, bereits computerfähig aufbereitet, wurden von Ellenberg schriftlich ausgewertet und mit Hilfe von Andreas Fichtner mittels Computer in Grafiken und diverse thematische Teil-Tabellen verarbeitet. Fichtner erstellte auch das Modell für die statischen Analysen und führte die entsprechenden Rechnungen aus. Ellenberg nahm im Frühjahr 2008 im Hevenbruch (OFN-12) und im Schattiner Zuschlag (OFN-50) weitere 10 bzw. 9 VerbissStreifen auf, deren Ergebnisse von Fichtner in den Datenpool integriert wurden. Sie sollten die Datenlage für Vergleiche mit den Wirtschaftswäldern vertiefen.

169

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.2.3. Ergebnisse Neun Forstorte südlich von Lübeck wurden in den Jahren 2007 (93 „Streifen“) und 2008 (10 „Streifen“ Im Hevenbruch, 9 „Streifen“ im Schattiner Zuschlag) nach oben beschriebener Methode auf ihre Verjüngungsdichte (Individuen pro Hektar) und ihre Verbissbelastung (Anteil an der Hauptachse, verbissene Individuen, 100% = alle erfassten Individuen pro Klasse) untersucht. Auf 112 Transekten („Streifen“) wurden 18887 junge Bäumchen/ Gehölze aus 28 Arten angesprochen, die sich auf 5 Höhenklassen verteilten (kleiner 20, 2040, 40-80, 80-160, 160-320 cm; siehe Tabelle 1).

Tabelle 1: Individuenzahlen differenziert nach Gehölzart und Höhenklasse über alle neun Forstorte. Jeweils erste Zahl „Gesamtsumme“, zweite Zahl „davon am Haupttrieb verbissen“.

Gehölzart Fagus sylvatica Acer pseudoplatanus Fraxinus excelsior Carpinus betulus Quercus robur Euonymus europaea Acer platanoides Picea abies Ulmus glabra Prunus avium Crataegus spec. Corylus avellana Acer campestre Sorbus aucuparia Quercus rubra Sambucus nigra Prunus padus Ribes nigrum

1

2

2434 377 1723 816 2758 305 624 220 373 71 116 71 109 38 24 3 27 7 49 9 34 4 6 2 33 10 13 10 26 6 6 5 1 0 1 0

1454 671 1965 1721 1033 909 511 370 63 40 80 72 4 4 16 1 31 31 8 3 12 8 18 13 1 1 10 10 4 1 9 6 1 1 2 0

Höhenklasse 3 4

5

1262 709 1172 1131 743 732 390 306 1 1 18 18 16 1 6 6 3 3 13 5 3 3 6 5 3 3 8 0 5 0

170 76 131 111 6 6 6 2 6 0 1 0 3 2 2 1 2 1 -

689 387 375 362 108 106 105 78 5 5 3 0 5 5 6 0 3 2 4 4 -

Gehölzart Summe 6009 2220 5366 4141 4648 2058 1636 976 473 112 219 166 113 42 65 5 64 44 58 12 57 22 43 20 37 14 34 28 30 7 24 19 10 1 8 0

Buche Bergahorn Esche Hainbuche (Stiel-)Eiche Pfaffenhütchen Spitzahorn Fichte Bergulme (Vogel-)Kirsche Rotdorn Hasel Feldahorn Eberesche Roteiche Holunder Traubenkirsche Schwarze Johannisbeere

170

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Populus tremula

1 5 1 7 Zitterpappel 1 5 1 7 Ilex aquifolium 1 2 1 4 Stechpalme 1 0 0 1 Rosa spec.(canina?) 1 3 4 (Hunds-?)Rose 1 3 4 Frangula alnus 1 3 4 Faulbaum 0 0 0 Prunus serotina 4 4 Spätblühende 0 0 Traubenkirsche Alnus glutinosa 2 2 (Rot-)Erle 0 0 Summe 8360 5228 3656 1312 331 18887 1955 3868 2929 949 199 9900 Außerdem: Aesculus hippocastanum H1- 1x, unverb. (Rosskastanie); Larix spec. H1- 1x, unverb. (Lärche); Prunus spinosa H3- 1x, verbissen (Schlehe); Pseudotsuga menziesii H3- 1x, unverb. (Douglasie).

Von den 18887 Bäumchen waren 9900 (das sind 48%) nicht verbissen, weitaus die meisten in H1; 331 Bäumchen erreichten die Höhenklasse 5 (160-320 cm) und waren damit dem Verbiss entwachsen - wenn auch zum Teil mit deutlichen Verbissspuren („alter“ Verbiss). Von ihnen waren 170 Individuen Buchen, 131 Bergahorne, je 6 Eschen, Hainbuchen und Fichten, je 3 Faulbaum und Rotdorn, je 2 Eberesche und Holunder sowie je 1 Vogelkirsche und Stechpalme (Ilex), zusammen also 11 von 28 Arten bzw. 24 Arten, die mit mehr als einem Individuum erfasst waren. - Die Buchen waren zu gut einem Drittel, alle anderen Arten außer Faulbaum und Fichte stark verbissen. Das Ergebnis spricht dafür, dass auch in den Lüb’schen Wäldern ein Waldbau, der auf Buchen und Fichten setzt, unter Schwierigkeiten durch Verbiss nur wenig leiden würde - wie in vielen anderen Revieren Mitteleuropas seit Jahrzehnten. Bergahorn, Esche und die übrigen Arten waren dagegen stark bis total verbissen, weitere Arten (siehe Tabelle 1) schon in niedrigeren Höhenklassen ausgefallen. Zu letzteren gehören u.a. Eichen, Kirschen, Ulmen, Feld- und Spitzahorne. Ein mit diesen Edellaubhölzern angereicherter Buchenwald - wie er wohl auf den meisten untersuchten Standorten wachsen könnte - wird sich deshalb bei anhaltendem Verbiss nicht in forstökonomisch ausreichendem Maße entwickeln. Ein „Gradient“ parallel zur Nutzungsintensität der Wälder (OFN-50, OFN-12, MFN) zeichnete sich in der Verjüngungsdichte deutlich ab: in der Höhenklasse 1 (kleiner als 20 cm, H1) kam im Schattiner Zuschlag (OFN-50) mit ca. 24.000 jungen Bäumchen pro Hektar (alle Arten) deutlich mehr Verjüngung an als im Hevenbruch (OFN-12) mit ca. 20.660. In den 7 untersuchten Wirtschaftswäldern waren mit im Mittel 16.620/ha noch weniger junge Bäumchen vorhanden. Die Anzahl der Bäumchen nahm mit der Höhe jeweils stetig ab - aber „in umgekehrter Geschwindigkeit“ (Tabelle 2):

171

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Tabelle 2: Verjüngungsdichte (Individuen pro Hektar) in drei Waldtypen unterschiedlicher Nutzungsintensität: Schattiner Zuschlag - seit mehr als 50 Jahren ohne forstliche Nutzung (OFN-50), NSG Hevenbruch - seit mehr als 12 Jahren ohne forstliche Nutzung (OFN-12) und Wirtschaftswald (7 Forstorte, bewirtschaftet seit 1994 nach dem „Lübecker Modell“). Angaben in Prozent.

1 OFN - 50 OFN - 12 MFN

24000 = 100 % 20662 = 100% 16624 = 100%

Höhenklasse 3

2

4

5

33,9

22,8

5,5

0,2

52,7

32,5

14,8

7,0

79,3

56,0

20,1

1,6

Die Zahlen nehmen im Schattiner Zuschlag (OFN-50) mit wachsender Höhenklasse viel schneller ab - und auf ein deutlich tieferes Niveau in H5 - als im Hevenbruch (OFN-12). Die Wirtschaftswälder fielen durch ungewöhnlich hohe Verjüngungsdichten in H2 und H3 (und wohl auch in H4) auf. - Entweder waren hier in der niedrigsten Höhenklasse (H1) auffällig viele Individuen schon vor der Erfassung durch uns „spurlos“ ausgefallen, oder es gab „Verjüngungsschübe“, die sich - für uns „noch“ erfassbar - in den höheren Klassen (H2, H3, H4) manifestierten. Solche Verjüngungsschübe sind denkbar und nicht unwahrscheinlich als Reaktion auf die Öffnung des Kronendaches durch forstliche Eingriffe, die wohl bereits vor einigen Jahren erfolgt waren und durch den deshalb verbesserten Lichtgenuss. - Die Menge an überlebender Verjüngung scheint somit wesentlich durch das in Bodennähe verfügbare Licht gesteuert zu werden. Die Verjüngungsdichte in H1 ist wahrscheinlich nicht nur vom Grad des Kronenschlusses abhängig, sondern reagiert zusätzlich auf das Ausmaß der Beschattung in der Kraut- und Strauchschicht (H2 bis H5). Der Anteil unverbissener Bäumchen in H1 war mit 83,8% am größten im Hevenbruch (OFN12), mit 76,8% deutlich geringer im Schattiner Zuschlag (OFN-50) und mit 74,0% noch etwas kleiner im Wirtschaftswald (MFN). In OFN-12 blieben - relativ zur Anzahl in H1 vorhandener Individuen - 3,7% unverbissene Bäumchen, die dem Verbiss entwachsen waren (H5). Das ist deutlich mehr als im MFN (1,6%) und weitaus mehr als im OFN-50 (0,1%). OFN-12, der Hevenbruch (OFN-12), wird durch das Forstamt und seine Helfer selbst bejagt (Regiejagd). OFN-50 ist Teil einer verpachteten Gemeinschaftsjagd (Pachtjagd). Anscheinend nimmt die Organisation der Bejagung (Regiejagd - Pachtjagd) maßgeblichen Einfluss auf den Verbissgrad. Wir haben deshalb geprüft, ob sich auch im Wirtschaftswald (MFN) Unterschiede abzeichnen zwischen Regie- und Pachtjagd. Die 7 Wirtschaftswälder wurden in 5 jagdlich verpachtete und 2 in Eigenregie bejagte Gebiete getrennt: Behlendorfer Forst,

172

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Berkenstrücken,

Hägesahl/Ohlenwegen,

Riepenholz

und

Trammer

Stubben

contra

Albsfelder Tannen und Ritzerauer Hauptrevier, 52 contra 20 „Streifen“. In MFN-Pachtjagd wurden auf 52 „Streifen“ zusammen 9834 Bäumchen in 5 Höhenklassen aufgenommen. Sie verteilten sich auf insgesamt 18 Arten. - In MFN-Regiejagd kamen auf 20 „Streifen“ 2604 Bäumchen in 13 Arten zusammen. - Der Vollständigkeit halber seien auch die Daten für OFN erwähnt: In OFN-12 - Regiejagd registrierten wir auf 20 Transekten 3421 Bäumchen in 13 Arten, und in OFN-50 - Pachtjagd waren es auf 20 „Streifen“ 3028 Bäumchen in 17 Arten. Die Unterschiede im Verbissgrad sind auffällig (Tabelle 3). 1

2

Tabelle 3: Vergleich von Pacht - und Regiejagden im Wirtschaftswald bezüglich Verjüngungsdichte (Individuen pro Hektar) und Verbissprozent (an der Hauptachse verbissene Individuen in Prozent der vorhandenen Individuen pro Höhenklasse).

1 Pachtjagden Regiejagden 1)

16587 31,3 16712 12,2

2

154233) 77,4 7338 44,8

Höhenklasse 3 106923) 87,1 5712 54,9

4

5 3817 85,0 2113 55,0

759 80,4 675 27,8

Behlendorfer Forst, Berkenstrücken, Hägesahl/Ohlenwegen, Riepenholz, Trammer Stubben

2)

Albsfelder Tannen, Ritzerauer Hauptrevier

3)

Relativ überhöht u.a. durch ungewöhnlich reiche Bergahorn-Verjüngung in Hägesahl/ Ohlenwegen und Riepenholz, in einem der vorhergegangenen Jahre.

Bei etwa gleicher Ausgangslage in der Verjüngungsdichte (H1) existiert bereits in dieser „unbequem niedrigen“ Höhenklasse in Pachtjagden ein gegenüber den Regiejagden gut zweieinhalbfach größerer Verbissdruck. In den höheren Höhenklassen erreicht das Verbissprozent in den Pachtjagden bei Weitem höhere Werte als in den Regiejagden. Diese Aussage gilt auch für die analysierbaren (genügend Individuen pro Höhenklasse) Baumarten Buche und Bergahorn, eingeschränkt für Esche und Eiche, und lässt sich bei der gegenwärtigen Datenlage nicht mehr statistisch differenzieren für Hainbuche und seltener registrierte Arten (Tabelle 4). - Die Aussagen wurden von Andreas Fichtner statistisch geprüft und für die Gesamtheit der Arten als hoch signifikant (p kleiner 0,001) befunden. Der Signifikanztest wird im Anhang dargestellt.

173

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Tabelle 4: Vergleich von Verjüngungsdichte und Verbissprozent bei einigen wesentlichen Baumarten in Pacht- und Regiejagden (vergl. Tabelle 3)

Baumart Buche – H1 H2 H3 H4 H5 Esche – H1 H2 H3 H4 H5 Bergahorn – H1 H2 H3 H4 H5 Hainbuche – H1 H2 H3 H4 H5

Individuen/ha Pachtjagd Regiejagd 6764 4375 3683 1918 288 3101 2455 2226 370 24 4048 7043 4110 1226 413 1553 1197 534 211 19

Verbissprozent Pachtjagd Regiejagd

8025 4350 3462 1687 562 30121) 1250 1262 162 48002) 1375 650 87 1873) 50 125 112 -

39 65 70 68 64 21 78 91 99 100 59 82 94 100 96 58 83 89 77 50

14 32 55 50 39 14 34 99 100 22 72 85 83 31 67 100 92 -

1)

Esche fehlt in den Albsfelder Tannen mangels Samenbäumen

2)

Bergahorn ist als Samenbaum in den Albsfelder Tannen sehr selten

3)

Hainbuche fehlt als Samenbaum in den Albsfelder Tannen fast ganz und ist im Ritzerauer Hauptrevier selten

Tabelle 5 zeigt die Verbissprozente für die einzelnen Reviere, gruppiert nach „verpachteten Jagden“ und „Regiejagden“ im Wirtschaftswald (MFN-P, MFN-R) sowie für die beiden nicht mehr bewirtschafteten Wälder (OFN-12-R, OFN-50-P). Berücksichtigt wurden hier die vier in Tabelle 4 behandelten Baumarten zuzüglich Eiche und Kirsche, die aus forst- und holzwirtschaftlicher Sicht besonders wertvoll, aber in der Verjüngung nicht häufig sind - und die nur ausnahmsweise höher als 40 cm werden (Tabelle 1). Sie fallen damit in der Verjüngung praktisch quantitativ aus. Bei Eiche spielt bei diesem Ausfall sicherlich Lichtmangel in den relativ „dunklen“ Lüb’schen Wäldern eine entscheidende Rolle. Kirsche verträgt mehr Beschattung als Eiche und kann notfalls jahrelang in „Wartestellung“ leben, bis durch eine Störung im Kronendach ausreichend Licht für eine zügige Weiterentwicklung fällt - sofern sie nicht vorher vom Wild, namentlich vom Reh, verbissen wird. Beide Arten gehören zu den beliebtesten Verbisspflanzen beim Rehwild (Ellenberg 1988, Klötzli 1963). In unseren „Weiser-Zäunen“ (über die im vorliegenden Betrag nicht näher berichtet wird, vergleiche aber

174

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Kriebitzsch et al. 1999) wachsen jedoch beide Arten auf, Kirsche bei kritischen Lichtbedingungen deutlich besser als Eiche. Beide Arten werden von Vögeln, Eichelhäher bzw. Drosseln u.a. weit und effektiv verbreitet. Es ist schade um diese „Chancen“. Tabelle 5:

Verbiss-Prozent (jeweils alle Individuen der Art pro Gebiet in der jeweiligen Höhenklasse = 100%) für einige wenige Baumarten. Ein Minuszeichen bedeutet: Kein Individuum registriert.

Forstort

Art 1

Höhenklasse 2 3 4

5

Buche Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche Buche Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche Buche Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche Buche Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche Buche Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche

36 26 39 19 75 50 37 50 78 57 27 70 5 62 25 73 40 20 59 52 23 9 58 42 -

69 74 57 42 86 54 100 63 81 81 86 100 70 56 76 90 100 74 89 100 89 -

74 57 85 100 98 68 85 100 99 96 49 100 98 100 88 100 100 67 -

60 100 54 80 100 100 100 100 38 98 98 100 96 100 -

44 100 50 60 100 94 40 100 100 97 100 -

Buche Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche Buche Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche

14 39 0 50 15 14 16 0 46 0

26 100 0 39 34 68 50 100 0

56 54 99 85 100 -

63 17 100 83 92 -

51 0 -

46

17

Verpachtete Jagden (MFN-P) Behlendorf

Berkenstrücken

Hägesahl/Ohlenwegen

Riepenholz

Trammer Stubben

Regie – Jagden (MFN-R) Albsfelder Tannen

Ritzerauer Hauptrevier

Nicht mehr bewirtschaftete Wälder (OFN-12-R; OFN-50-P) Hevenbruch OFN-12-R (Regiejagd)

Buche

28

56

43

175

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Schattiner Zuschlag OFN-50 (Pachtjagd)

Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche Buche Esche Bergahorn Eiche Hainbuche Kirsche

39 33 6 78 0 25 18 44 24 23 9

87 82 30 56 67 40 100 92 75 88 25

89 98 100 82 94 84 -

100 91 100 66 0 68 -

100 64 0 0 17 100 64 0 -

Aus Tabelle 5 wird u.a. auch deutlich, wie heterogen die Verjüngung in den neun Wäldern verteilt ist: Esche z.B. fehlt in der Verjüngung eines der Wälder praktisch vollständig (Albsfelder Tannen). Dieser Wald ist eine „Erstaufforstung“ auf einem Binnensander in der Jungmoräne, der schon zur Bronzezeit landwirtschaftlich genutzt wurde und der bis vor gut 100 Jahren weitgehend verheidet war. Eichenverjüngung wurde in zwei der fünf MFN-PWälder und in einem der beiden MFN-R-Wälder nicht gefunden. Kirsche scheint in vier der fünf MFN-P-Wälder zu fehlen. Bergahorn ist in Berkenstrücken und in den Albsfelder Tannen mangels Samenbäumen in der Verjüngung viel seltener als in den anderen Wäldern. Zu beachten ist bei den nach den Tabellen angestellten Vergleichen folgendes: es handelt sich nicht um eine zeitliche Entwicklung, in der aus den bei der Aufnahme erfassten niedrigen Bäumchen „unter 20 cm“ (die hier gleich 100% gesetzt wurden) die „dem Verbiss entwachsenen“ Bäumchen von „160-320 cm“ Höhe werden.

176

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.2.4 Exkurs: Hasen-Verbiss Aus skeptischen Jägerkreisen wird erfahrungsgemäß gern auf Verbiss durch andere Arten als Schalenwild hingewiesen, namentlich auf Verbiss durch Hasen. Der Hintergrund solcher Hinweise ist durchsichtig: es soll „abgelenkt“ werden. Auf die „Qualität“ von Hasen-Verbiss wurde oben schon hingewiesen. Die Quantität soll hier thematisiert werden, zumal bisher „undifferenziert“ nur von „Verbiss“ die Rede war. Angesichts der hier dargestellten Daten halten wir diese „Pauschalangaben“ für vertretbar (s.u.). An fünf Arten fanden wir Verbissspuren, die nicht wie durch Schalenwild „gerupft“ aussahen, sondern deren schräger, glatter Schnitt für Hasen als Verursacher sprach (Tabelle 6): Bergahorn, Hainbuche, Pfaffenhütchen, Buche und Esche. Außer bei Buche betraf HasenVerbiss nur vernachlässigbar wenige Individuen (Bereich weniger Promille). Etwa 88% der durch Hasen verbissenen Bäumchen waren Buchen - 4,4% der erfassten jungen Buchen in den durch Hasen-Verbiss betroffenen Höhenklasse 1 bis 3. Auch vom verbeißenden Hasen wird die für ihn bequeme Höhenstufe bevorzugt und zwar H2, zwischen 20 und 40 cm, das betrifft auch die selten verbissenen Arten. Hasen-Verbiss in H3 erfolgte in 17 von 18 Fällen zwischen 40 und 50 cm Höhe. Immerhin 8,7% der jungen Buchen zwischen 20 und 40 cm Höhe waren durch Hasen verbissen, 3,2% in H1, 1,7% in H3. Nur bei Hainbuche wurden in H2 mehr als 2% Hasen-Verbiss erreicht, alle anderen Quoten blieben unter 1%. - Hasen spielen als Verursacher einer Schädigung der Verjüngung durch Verbiss in den untersuchten Wäldern eine offensichtlich vernachlässigbare Rolle, selbst bei Buche, - die sich gut verjüngt und unter Verbiss durch Schalenwild weniger leidet als fast alle anderen Arten.

177

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 6: Durch Hasen verursachter Verbiss, Anzahl und Relation (alle Forstorte sind hier gemeinsam betrachtet - Daten aus 2007, erarbeitet durch Jeanine Wagner)

Baumart Bergahorn insgesamt erfasst davon Hasen-Verbiss Hainbuche insgesamt erfasst davon Hasen-Verbiss Pfaffenhütchen insgesamt erfasst davon Hasen-Verbiss Esche insgesamt erfasst davon Hasen-Verbiss Buche insgesamt erfasst davon Hasen-Verbiss 5 Arten insgesamt erfasst davon Hasen-Verbiss

Höhenklasse

Total

1

2

3

4

5

1492 4

1691 8

983 0

309 0

131 0

4606 12

490 2

270 6

123 0

54 0

4 0

941 8

98 1

62 0

16 0

5 0

0 0

181 1

2641 6

899 1

671 107 0 1(??)

6 0

4324 8

2313 74

1342 1089 117 18

542 0

150 0

5436 209

6984 87

4264 2882 1017 132 18 1 (?!)

291 0

13488 238

178

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4.2.5 Fazit und Ausblick In der Verjüngung von neun Forstorten wurden auf 112 „zufällig“ in verjüngungsrelevante Flächen gelegten Transekten zu je 40 m² 18887 junge Bäumchen in 28 verschiedenen Arten erfasst, davon 17 mit jeweils 10 und mehr Individuen. 9900 von ihnen waren an ihrer Hauptachse verbissen. 8360 Individuen waren zum Zeitpunkt der Untersuchung im zeitigen Frühjahr niedriger als 20 cm. Nur 331 waren mit 160 - 320 cm Höhe (H5) der Verbisszone entwachsen. - Umgerechnet auf die Flächeneinheit „1 Hektar“ waren dies über alle fünf Höhenklassen 42000 junge Bäumchen pro ha bzw. 4,2/m². „Durchgekommen“ bzw. dem Verbiss entwachsen (H5) sind ca. 750/ha, davon 39% stark verbissene Bergahorne und 51% wenig verbissene Buchen. Neun weitere Arten teilen sich die restlichen 10% der Individuen. Von ihnen sind Faulbaum, Ilex, Holunder, Rotdorn und Vogelbeere/Eberesche forstlich kaum von Bedeutung. Auf Esche, Hainbuche und Fichte entfallen je knapp 2%, auf Kirsche 3 Promille (vergl. Tabelle 1). Die Baumarten reagieren unterschiedlich au den Standort und auf den Verbissdruck. Sie sind beim Wild als Äsung offensichtlich auch unterschiedlich beliebt: Buche und Fichte unter den forstlich

bedeutenden Arten z.B. vergleichsweise wenig, Ulme, Esche, die Ahorne,

Eberesche, Kirsche, Eiche jedoch besonders. Baumarten sind auch in ihrer Jugend z.B. mehr oder weniger lichtbedürftig bzw. schattentolerant, sie vertragen u.a. Staunässe oder Trockenheit in verschiedenem Maße, sie sind Nährstoff-bedürftig oder Nährstoffmangeltolerant…- Diese Ökofaktoren wurden in der vorliegenden Arbeit nicht explizite untersucht. Sie sind aber im Grundsatz bekannt (z.B. Ellenberg sen.: „Zeigerwerte“). Bei Licht- und Nährstoffmangel, z.B., bleiben die Bäumchen für längere Jahre in der durch Verbiss gefährdeten Zone. Manche Arten haben dann grundsätzlich Schwierigkeiten aufzuwachsen, auch ohne Verbiss. (z.B. Kriebitzsch et al. 1999). Um wenigstens einen wichtigen Ökofaktor systematisch

in

die

Betrachtung

einzubeziehen,

sollten

in

Zukunft

für

jeden

Aufnahmestreifen die Lichtverhältnisse mitdokumentiert werden. Mangelnde Verjüngung „muss nicht“ allein am Verbiss liegen! Lichtbedürftige Eichen haben z.B. in Lübecks „dunklen“ Wäldern in der Naturverjüngung nur geringer Chancen - obwohl ihre Ausbreitung und Ansamung mit Hilfe der Eichelhäher gut funktioniert. Bezeichnenderweise fanden wir unter den vielen erfassten Bäumchen nicht eine Birke oder Kiefer. Diese lichtbedürftigen Pionierbaumarten sind als „Samenbäume“ in den Wäldern jedoch gut vertreten. - In diesem Kontext helfen „Zaun-/nicht-Zaun-Experimente“ (Reimoser und Suchant 1992, Reimoser et al. 1997, u.a.). Wir haben seit 1990 insgesamt gut 80

179

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Vergleichsflächenpaare angelegt, gezäunte 12 x 12 m²-Flächen und nicht gezäunte vergleichbare Flächen in deren Nähe. Diese Flächenpaare wurden jeweils über 5 und mehr Jahre überwacht und ausgewertet (z.B. Kriebitzsch et al. 1999). Sie zeigen, dass in der Regel auch in relativ „dunklen“ Wäldern nicht nur Buchen, sondern auch Bergahorn, Esche, Hainbuche, Kirsche und andere Arten „hinter Zaun“ aufwachsen (können). Unter dem gegebenen Verbissdruck durch Schalenwild, namentlich durch Rehwild, wäre ein Waldbau, der auf Buche und Fichte setzt, ohne große Probleme möglich. Fichte hat angesichts der globalen Erwärmung und ihrer Folgen in Zukunft keine realistische Chance. Aber auch Esche, Hainbuche, Kirsche, Spitzahorn, Feldahorn, Bergulme und Eiche haben - falls sich die Verbisssituation nicht ändert - kaum Aussichten, sich Wald bildend einzumischen (bei Eiche wohl zusätzlich wegen Lichtmangels, bei Ulme wäre vitale Verjüngung wegen ihrer Krankheit besonders erwünscht). - Eine Entmischung wird offensichtlich: die eben genannten und weitere Arten brauchen in ihrer Jugend als schnell hochwachsende Arten einen Vorsprung vor der langsamer wachsenden, schattentoleranteren Buche - die sie dann später im Alter von 60 bis 100 Jahren einholen und überholen kann, wenn die Edellaubhölzer bereits Stammdimensionen erreicht haben, die sich forstlich nutzen lassen. Insofern gefährdet die derzeitige, seit Jahren

kaum veränderte Verbisssituation die

waldbaulichen Ziele nach dem „Lübecker Modell“ - und auch nach anderen naturnahen Waldbau-Konzepten. Unsere Ergebnisse zeigen u.a., dass eine jagdliche Verpachtung der Wälder ohne zielführende Auflagen trotz hoher Jagdpacht-Einnahmen bereits mittelfristig teuer zu stehen kommen kann. Unter den neun bearbeiteten Wäldern scheint derzeit nur das in jagdlicher Eigenregie befindliche NSG Hevenbruch eine aus Verbiss-ökologischer Sicht „noch befriedigende“ Situation zu bieten. Hier wurden in den letzten Jahren Streckendichten (erlegte Rehe pro 100 ha Wald und pro Jahr) erreicht, die längerfristig 15 - 18 erlegte Rehe pro 100 ha und Jahr umfassten. Inzwischen ist die Strecke allerdings auf 11 Rehe/100 ha zurückgefallen. Hohe Rehwildstrecken sind populationsökologisch möglich (z.B. Ellenberg 1978, 1993; Buhmann 1999). Sie zu wollen, durchzusetzen und beizubehalten, ist eine nicht leichte, aber aus forstlicher Sicht notwendige Aufgabe, die auch den Jäger fordert und ihm mancherlei jagdliche Befriedigung bieten kann.

180

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.2.6 Literatur Buhmann, Th., 1999: Wiederaufnahme und methodische Bearbeitung eines Verbissgutachtens im Lübecker Stadtwald unter besonderer Berücksichtigung einer gebietsweise veränderten Bejagungssituation. – Diplomarbeit im Fach Holzwirtschaft, FB Biologie, Universität Hamburg. 135 S. + ca. 70 S. Anhang (2 Bände). Dreifke, R., H. Ellenberg, 1995: Waldzustand und Wildeinfluss. - Gutachten Wildbestandsregulierung des Schalenwildes im Nationalpark Vorpommersche Boddenlandschaft und im Müritz-Nationalpark. - C. Stubbe, A. Siefke, I. Mahnke, R. Dreifke, H. Ellenberg (Hrsg.): Umwelt- und Landwirtschaftsministerium MecklenburgVorpommern. S. 112 - 165. Ellenberg, H. 1978: Zur Populationsökologie des Rehes (Capreolus capreolus L.) in Mitteleuropa. - SPIXIANA, Zeitschr. für Zoologie, Suppl.2., München. 1 - 211. Ellenberg, H., 1988: Eutrophierung - Veränderungen der Waldvegetation - Folgen für den Rehwild-Verbiss und dessen Rückwirkungen auf die Vegetation. - Schweizerische Zeitschrift für Forstwesen 139, 4, 261 - 282. Ellenberg, Heinz, 1992: Zeigerwerte der Gefäßpflanzen (ohne Rubus). In: Ellenberg, H. sen., Weber, H.E., Düll, R., Wirth, V., Werner, W. und Paulissen, D.: Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa. 2. Aufl. Scripta Geobotanica, Göttingen. S. 9 166. Ellenberg, H., 1993: Zur Verbissproblematik durch Wild in Wäldern. - In: Saniga, M., S. Korpel (Hrsg.): Symposium über die Urwälder. 13.-17.09.1993. Institut für Waldbau, TU Zvolen (Slowakei), 97 - 103. Ellenberg, H., 1995: Zur Erfassung und Bewertung von Wildverbiss in Wäldern unter sich ändernden Rahmenbedingungen. - Fachgespräch „Ökologisch vertretbare Schalenwilddichter“. - Umweltbundesamt Berlin. Texte 72/96. Seite 84 - 93. Ellenberg, H., Th. Buhmann, O. Kühnast, 2001: Game browsing and tree species diversity - a longterm experimental approach. - CBD Technical series No.3: “Assessment,

181

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

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182

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Reimoser, F., R. Suchant, 1992: Systematische Kontrollzäune zur Festlegung des Wildeinflusses auf die Waldvegetation. - Allg. Forst- u. Jagdzeitg. 1992, 2, 27 - 31. Reimoser, F., O. Odermatt, R. Suchant, 1997: Die Beurteilung von Wildverbiss durch SOLLIST-Vergleich. - Allg. Forst- u. Jagdzeitg. 168, 11/12, 214 - 227. R Development Core Team (2008): R: a language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing. Vienna, Austria. ISBN 3-900051-07-0, URL http://www.R-project.org Schulze, K., 1998: Wechselwirkungen zwischen Waldbauformen, Bejagungsstrategie und der Dynamik von Rehbeständen. - Berichte des Forschungszentrums Waldökosysteme, Reihe A, Band 150. F. BEESE (Hrsg.). 265 S. Struck, G., 1995: Vergleich und Bewertung von Verbiss- und Lebensraumgutachten verschiedener Bundesländer. - Diplomarbeit am Institut für Waldbau des FB Forstwissenschaften, Univ. Göttingen. 111 S. Weidenbach, P., 1987: Ergebnisse und Auswertung des Forstlichen Gutachtens 1986. AFZ 19/1987, 475 - 479. Zuur, A.F., E.N. Ieno, G.M. Smith (2007): Analysing Ecological Data. Springer, New York, 672 S.

183

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Teilprojekt 4.3 Höhere Pflanzen, Moose, Flechten von Christian Dolnik, Leonid Rasran und Kati Vogt

184

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3 Höhere Pflanzen, Moose, Flechten Natürliche und naturnahe Wälder sind komplexe Ökosysteme mit einer großen Vielfalt an Strukturen und Mikrohabitaten, die Platz für eine hohe Artendiversität bieten. Klassische forstwirtschaftliche Tätigkeit führt zur Beseitigung eines erheblichen Teils dieser Strukturen, was sich in einer geringeren Organismenvielfalt niederschlägt (Noss 1999). Höhere Pflanzen, aber auch Moose und Flechten sind aufgrund ihrer Standortansprüche wichtige Organismengruppen, die Naturnähe und Veränderungen von Wäldern infolge menschlicher Einflüsse indizieren (z.B. Standovár et al 2006). In diesem Teilvorhaben wurde die botanische Artenvielfalt an Gefäßpflanzen, Moosen und Flechten als Indikator herangezogen, um den Einfluss forstlicher Bewirtschaftung nach dem Lübecker Modell (Sturm 1993) auf Naturnähe und Waldnaturschutz darzustellen. Besonderes Augenmerk lag auf solchen Arten, die als Indikatoren für Naturnähe (Waldzeigerarten) und Standortkontinuität sowie als ökologische Zeigerarten biotischer und abiotischer Standortverhältnisse (Ellenberg et al. 2001) gelten oder einen hohen Naturschutzwert (Rote Liste Arten) oder Umweltbelastungen wie Eutrophierung und Luftbelastung anzeigen können. Solche Indikatoren sind nicht nur von großer Bedeutung, um die allgemein herrschenden Verhältnisse auf den Untersuchungsflächen zu belegen, sondern auch durch forstliche Eingriffe entstehende Defizite zu verdeutlichen oder eine hohe allgemeine Umweltbelastung anzuzeigen.

4.3.1 Methoden 4.3.1.1 Standorte Insgesamt wurden 86 Plots ausgehend von den im Projekt analysierten Probekreisen im Raum Lübeck auf Gefäßpflanzen, Moose und Flechten untersucht. 41 dieser Plots befanden sich in Waldstücken des Bewirtschaftungstyps MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell). Zum Vergleich wurden weitere Waldflächen herangezogen, die seit 12 Jahren (28 Flächen; OFN-12) bzw. 50 Jahren (17 Flächen, OFN-50) keine forstwirtschaftliche Nutzung erfahren haben und für die eine höhere Naturnähe als in forstlich genutzten Waldflächen angenommen wird. Eine Liste der in diesem Teilprojekt berücksichtigten Probekreisen findet sich im Anhang.

185

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3.1.2 Aufnahmedesign

Die Vegetationsaufnahmen erfolgten geschachtelt in 400, 1000 und 2500 m²-Flächen (siehe Abb. 1). Die 400 m²-Flächengröße (20 m × 20 m) ist eine weltweit häufig verwendete Standardfläche für vegetationskundliche Untersuchungen in Wäldern (vgl. Dallmeier 1998a, b) und ist auch für Untersuchungen von Flechten und Moosen in Wäldern geeignet (Dolnik 2003). Darüber hinaus wurden die Arten auch auf einer 1000 m²-Fläche (50 m × 20 m) erfasst, die weltweit in Form der Whittaker-Plots für Untersuchungen zur Biodiversität verwendet wird (Shmida 1984, Peet et al. 1998) und die im Projekt für Untersuchungen der xylobionten Pilze herangezogen wurde. Zusätzlich wurden auf einer 2500 m² (50 m x 50 m) großen Fläche Totholz und Totholz besiedelnde Arten registriert. 2500 m² 1000 m²

400 m²

Abb. 1 Aufnahmedesign für die Erfassung der Gefäßpflanzen, Moose und Flechten. Das Kreuz markiert den mit dem GPS eingemessenen Mittelpunkt der Untersuchungsfläche. Im 2500 m²Plot wurden keine Gefäßpflanzen sondern nur totholzbesiedelnde Moose und Flechten erfasst, die nicht in den anderen Plotgrößen vorhanden waren.

Die Kontrollstichproben liegen in einem sytematisch verteilten Raster. Die Probenflächen im Gelände sind in der Regel nicht markiert, sondern durch Gauss-Krüger-Koordinaten festgelegt, die mit Hilfe eines GPS-Gerätes aufgesucht wurden.

Die 1000 m²

Untersuchungsflächen wurden nach Norden ausgerichtet. Da es sich um ein BuchenwaldProjekt handelt, wurde für die 400 m² Fläche eine für Buchenmischwälder typische Waldvegetation vorausgesetzt. Daher wurden folgende Kontrollstichproben (KSP) die am Rande von Buchenmischwaldbeständen liegen und durch das Flächendesign in andere Vegetationstypen wie Wiesen, Äcker oder Fichtenschonungen übergreifen würden, abweichend ausgerichtet: Ausrichtung nach Osten in 3 Trammer Stubben (KSP an Nordflanke

zu

Eschenjungbestand),

532

Berkenstrücken

(Waldrand,

Acker),

581

Berkenstrücken (Waldrand, Acker), 2161 Schattin (Fichtenschonung), 10188 Hevenbruch (Fichtenschonung); leichte Plotverschiebung bei folgenden Flächen: 145 Riepenholz

186

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(Waldrand) nach Nordost verschoben, KSP nun SW-Ecke des 1000 m²-Fläche, 703 Westerau (Waldrand), 10 m nach Ost; 1837 Schwinkenrade (Waldrandlage), 10 m nach Ost; 2197 Schattin 10 m nach Nord, um Überlappung mit Plot 2196 zu vermeiden, 10240 Hevenbruch, 10 nach Süd (Fichtenschonung); 10299 Hevenbruch (Teichrand mit Erlenbruchwald) Plot nach Südwest ausgelegt, KSP nun NO-Ecke der 1000 m²-Fläche; 10310 Hevenbruch (Fichtenschonung), Plot nach Süden ausgerichtet; KSP an Nordflanke des 1000 m²-Plots, Nullpunkt 20 m nach Süd.

Foto 1: Schattiner Zuschlag im Frühjahr 2008 (Foto: L. Rasran)

4.3.1.3 Aufnahme der Gefäßpflanzen

Die Aufnahme der Gefäßpflanzenarten erfolgte im Sommer 2007 nach der erweiterten Skala von Londo (Londo 1975). Neben der Deckung der einzelnen Arten wurden die

187

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Gesamtdeckung der Baumschicht 1 und 2, der Strauch- und der Krautschicht sowie die maximale Höhe der Strauch- und Krautschicht erfasst. Im Frühjahr 2008 wurden die Aufnahmen wiederholt, um die im Sommer 2007 nicht mehr erfassten Frühjahrsblüher, darunter viele Geophyten, zu ergänzen. Die Nomenklatur der Gefäßpflanzen richtete sich nach Wisskirchen & Häupler (1998). 4.3.1.4 Aufnahme der am Boden, auf Totholz sowie epiphytisch lebenden Moose und Flechten

Die Aufnahme der Moose und Flechten erfolgte im Sommer und Herbst 2007 in allen Plotgrößen bis 1000 m², bei totholzbewohnenden Arten zusätzlich auf 2500 m², gemäß den quantitativen bundesweiten Methodenstandards von Kaiser et al. (2002). Das Erscheinen der Art wurde für jeden Substrat (Boden, Totholz, Gestein, verschiedene Baumarten) dokumentiert (vgl. Dengler 2003, Dolnik 2003). Für Epiphyten auf lebenden Bäumen wurden die vier folgenden vertikalen Höhenstufen sowie Besiedlungsbereiche unterschieden: Stammfuß (bis 0,5 m), Stamm (Standardhöhe 0,5-2 m), Stamm (> 2 m) und Kronenraum (i.d.R. an Bruchästen erfasst). Neben der Deckung der einzelnen Arten wurde die Gesamtdeckung der am Boden lebenden Kryptogamen (%) erfasst. Die Nomenklatur der Moose richtete sich nach Schulz & Dengler (2006), die der Flechten nach Scholz (2000) mit Ergänzungen nach Santesson et al. (2004). 4.3.1.5 Aufnahme allgemeiner Standortparameter und Sonderstrukturen Neben der Vegetation wurden zusätzlich folgende Parameter auf den einzelnen Untersuchungsflächen erhoben: Deckung der Streu (%), Abundanz und Deckung (%) des liegenden und stehenden Totholzes, Vorhandensein von Mikrohabitaten wie Waldwegen, Fahrzeugspuren, Gräben, feuchten Senken, Erdwällen und -haufen, Steinen. Datenauswertung Die erhobenen Daten wurden in einer Access-Datenbank zusammengestellt und mit den Datenbanken der

Zeigerwerte nach Ellenberg

(Ellenberg

et

al. 2001)

und der

Ausbreitungstypen nach der Exkursionsflora DDR/BRD (Exkursionsflora 1986) verknüpft. Der Rote-Liste-Status der Gefäßpflanzen und Moose richtete sich nach den aktuellen Roten Listen Schleswig-Holsteins (Gefäßpflanzen: Mierwald & Romahn 2006, Moose: Schulz & Dengler 2006). Für den RL-Status der Flechten wurde die aktuellere Liste MecklenburgVorpommerns (Litterski & Schiefelbein 2007) zu Rate gezogen, da die noch gültige Rote

188

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Liste für Schleswig-Holstein (Jacobsen 1997) veraltet ist. Nur bei Arten, die nicht auch in Mecklenburg-Vorpommern vorkommen, wird auf Jacobsen (1997) verwiesen. Für die Auswertung der Gefäßpflanzen und Moose wurden die Daten aus dem Forstort Schattiner Zuschlag in Mecklenburg-Vorpommern daher der Bewertung in Schleswig-Holstein gleichgesetzt, bei den Flechten dagegen die schleswig-holsteinischen Standorte nach der mecklenburg-vorpommerschen Roten Liste bewertet. Für die weitere Auswertung der Daten erfolgte die Übersetzung der nach Londo (Londo 1975) aufgenommen Pflanzendeckungen in Prozentwerte. Unterschiede hinsichtlich der Artenzahl von Gefäßpflanzen, Moosen und Flechten sowie der Gesamtartenzahl und Anzahl Roter-Liste-Arten und der Anzahl und Deckung der Waldarten zwischen den verschiedenen Waldbewirtschaftungstypen (MFN, OFN-12, OFN-50) wurden mittels Varianzanalysen untersucht. Die Daten wurden log10- bzw. im Falle der Waldarten und

Deckung

wurzel-transformiert,

um

die

Annahmen

der

Normalverteilung

und

Varianzhomogenität zu erfüllen. Unterschiede in der Anzahl der Arten der Bodenvegetation, der Zeigerarten (nur Flechten) für alte Wälder, der

„Nichtwald“-arten sowie der

Schlagflurarten und ebenso der Anzahl bzw. Anwesenheit der Mikrohabitate (feuchte Senken,

Bachläufe,

Baumstümpfe,

Waldwege,

stehendes

Totholz,

Fahrzeugspuren, liegendes

Erdgräben,

Totholz)

zwischen

Erdwälle, den

Steine,

untersuchten

Bewirtschaftungstypen wurden mit Hilfe nichtparametrischer Tests (Kruskal-Wallis-Test, Mann-Whitney U-Test) analysiert, da trotz Datentransformation die Annahmen der Varianzhomogenität und Normalverteilung nicht erfüllt wurden. Vergleiche der einzelnen Untersuchungsflächen und Bewirtschaftungsformen im Hinblick auf ihre

Artenzusammensetzung

erfolgten

mittels

multivariater

statistischer

Methoden

(Nichtparametrische Multidimensionale Skalierung [NMS] ergänzt durch Analyses of Similarities [ANOSIMs]). Für die Analyse der Wirkung der während der Vegetationsaufnahmen erfassten Mikrohabitate auf die Artenzahl bzw. -zusammensetzung in den Plots mittels Multipler Regressionen und Kanonischer Korrespondenzanalysen (CCA) wurden diese in folgenden Gruppen zusammengefasst: Feuchthabitate (feuchte Senken, Bachläufe), Bodenstörungen (Waldwege, Erdgräben und –wälle) und Totholz (stehendes und liegendes Totholz sowie Baumstümpfe). Für die Analyse der Wirkung dieser Mikrohabitate auf die Artenanzahlen (Gesamt, Gefäßpflanzen, Moose und Flechten, Anzahl Rote-Liste-Arten, Anzahl Waldarten) wurden

schrittweise

vorwärts

multiple

Regressionen

(Stepwise

Forward

Multiple

Regressions) eingesetzt. Zusätzlich wurde hier der Parameter „Streudicke“ (Daten siehe Teilprojekt Boden) in die Analysen einbezogen. Alle Variablen wurden vor den Analysen wurzeltransformiert, um eine Normalverteilung der Residuen zu gewährleisten. Mögliche

189

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Effekte der oben genannten Mikrohabitatgruppen sowie der Streudickke auf die Artenzusammensetzung innerhalb der Untersuchungsplots wurden mittels CCA analysiert. Alle Analysen wurden, sofern nicht anders genannt, mit den Daten der 400 m²-Plots durchgeführt. Auf eine Unterscheidung zwischen Rein- und Mischbeständen bezogen auf einen 100 m²-Probekreis wurde verzichtet, da ein Großteil der als reiner Buchenbestand charakterisiserten Kontrollstichproben auf der 400 m²-Fläche Mischbaumarten aufwies. Eine Analyse der Gesamtartenzahl zeigte zudem keine signifikanten Unterschiede zwischen den Rein- und Mischbeständen. Die Durchführung der Varianzanalysen und nichtparametrischen Tests sowie der schrittweisen multiplen Regressionen erfolgte mittels der Statistik-Software Statistica 6.0 (Statsoft Inc. 2003). Für die multivariaten Analysen (NMS, CCA) wurde PCORD (McCune & Mefford 1999) genutzt und die jeweiligen Standarteinstellungen des Programmes für die Analysen gewählt. Bei den CCAs wurde zusätzlich durch Monte-Carlo-Verfahren mit 100 Wiederholungen getestet, ob ein linearer Zusammenhang der in den jeweiligen Plots gefundenen

Arten

mit

den

untersuchten

Umweltparametern

(Vorhandensein

der

Mikrohabitate) bestand. Die ANOSIMS wurden mit Hilfe von R (R Development Core Team 2005) gerechnet.

190

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3.2 Ergebnisse Die Anzahlen der in den untersuchten Forsten, Forstbewirtschaftungstypen und insgesamt auftretenden Arten sowie Rote-Liste-Arten sind Tab. 1 zu entnehmen. Artenlisten der gefundenen Gefäßpflanzen, Moose und Flechten stehen im Anhang. . Tab. 1

Anzahl der in den untersuchten Wäldern, in den drei Bewirtschaftungstypen (MFN, OFN-12, OFN-50) und insgesamt auftretenden Arten sowie Rote-Liste-Arten (Rote Liste der Gefäßpflanzen nach Mierwald & Romahn 2006, der Moose nach Schulz & Dengler 2006 und der Flechten nach Litterski & Schiefelbein 2007) in den 400 m²-Plots.

Forst/Bewirtschaftungstyp

Anzahl Arten GefäßPlots (=n) insgesamt pflanzen Moose Flechten RL V RL 3 RL 2 RL 1 RL 0

Behlendorf Berkenstrücken/Taubenberg Hägesahl Harmsdorfer Busch Hevenbruch Manhagen Riepenholz Ritzerau Schattiner Zuschlag Schwinkenrade Trammer Stubben Westerau

2 4 2 2 28 2 10 7 17 7 3 2

77 122 55 52 185 79 165 147 192 131 102 57

35 75 17 31 88 36 91 84 96 73 49 27

23 24 18 9 45 23 36 30 44 24 26 16

19 23 20 12 52 20 38 33 52 34 27 14

2 2 1 1 9 1 8 4 9 3 4 -

3 4 2 2 4 2 4 2 5 3 6 2

1 1 7 3 1 -

1 1 1 -

-

MFN OFN-12 OFN-50

41 28 17

254 185 192

139 88 96

54 45 44

61 52 52

12 9 9

9 5 6

3 1 5

2 1 -

-

Gesamt

86

306

208

64

85

16

11

3

-

38

Von den in den Untersuchungsplots gefundenen Arten sind folgende besonders hervorzuheben: die Behaarte Karde (Dipsacus pilosus), die epiphytischen Moose Orthotrichum obtusifolium, O. pumilum, O. striatum und einige gefährdete Flechten glatter Borken wie Pyrenula nitida (RL 3), Arthonia didyma, Opegrapha ochrocheila (RL

2),

Pertusaria hymenea, Thelotrema lepadinum (RL 1). Die totholzbesiedelnden Flechten Chaenotheca xyloxena und Ch. chlorella wurden in den Untersuchungswäldern sogar zum ersten Mal für SH nachgewiesen (sind aber aus Mecklenburg-Vorpommern schon bekannt). Diese und weitere in den Untersuchungsplots gefundenen Arten der Roten Liste sind in Tab. 2 zusammengefasst.

191

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Foto 2 & 3: Pyrenula nitida (links) ist eine Indikatorflechte für alte Waldstandorte und Pertusaria leioplaca (rechts, mittig mit Fraßspuren von Schnecken) eine Pionierflechte glatter Borken; Schattiner Zuschlag (Foto: L. Rasran)

Foto 4: Buschwindröschen, Schlüsselblume und Perlgras im Frühling im Schattiner Zuschlag (Foto: L. Rasran)

192

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tab. 2

Liste der in den 400 und 1000 m²-Plots gefundenen Rote-Liste-Arten (Rote Liste der Gefäßpflanzen nach Mierwald & Romahn 2006, der Moose nach Schulz & Dengler 2006 und der Flechten nach Litterski & Schiefelbein 2007, ergänzt Rote Liste Schleswig-Holstein von Jacobsen 1997).

in den 400 m²-Plots:

RL-Status

V V V 3 3

Luzula multiflora Veronica scutellata Thelypteris palustris Galium uliginosum Circaea x intermedia (Circaea alpina x C. lutetiana) Dipsacus pilosus

V 3 3 3 3 1

Homalia trichomanoides Leskea polycarpa Metzgeria furcata Orthotrichum pulchellum Plagiomnium rostratum Polytrichum commune Radula complanata Ulota crispa Pseudephemerum nitidum Fissidens exilis Grimmia hartmanii var. hartmanii Orthotrichum striatum

V V V V V V V V 3 2 2 1

Riccia fluitans Didymodon sinuosus Ricciocarpus natans Sphagnum russowii Orthotrichum obtusifolium Orthotrichum pumilum

V 3 2 2 1 1

Arthonia radiata Chaenotheca chrysocephala Graphis scripta Parmelia saxatilis Platismatia glauca Porina chlorotica Cladonia caespiticia Lecania cyrtella Lecanora pulicaris Lepraria lobificans Opegrapha atra Opegrapha vulgata var. vulgata Pertusaria leioplaca Pyrenula nitida Arthonia didyma Arthonia punctiformis Chaenotheca xyloxena Naetrocymbe (=Arthopyrenia) punctiformis Opegrapha ochrocheila Opegrapha viridis Opegrapha vulgata var. subsiderella (= O. niveoatra) Pertusaria hymenea Thelotrema lepadinum

V V V V V V 3 3 3 3 3 3 3 3 2 2 2 2 2 2 2 1 1

Chaenotheca trichialis Melanelia subaurifera Chaenotheca furfuracea Lecanora argentata Pertusaria pertusa Lecanactis abietina

V V 3 3 3 1

Gefäßpflanzen

Carex vesicaria Luzula campestris Ulmus glabra Equisetum pratense Juncus filiformis

Moose

RL-Status Artname

Flechten

Artname

zusätzlich in den 1000 m²-Plots:

nur in Schleswig-Holstein vorkommend: Porina leptalea

RL-SH 1

Die Gesamtanzahl der untersuchten Arten lag bei durchschnittlich 50 in den 400 m²-Plots und bei 70 in den 1000 m²-Plots (vgl. Abb. 2).

193

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

80 Mittelwert; Whisker: Mittelwert-Stdf., Mittelwert+Stdf.

Gesamt Gefäßpflanzen Moose Flechten

70

Anzahl Arten

60 50 40 30 20 10 0

400

1000

Plotgröße (m²) Abb. 2 Mittlere Anzahl der in den 400 und 1000 m²-Plots gefundenen Arten (insgesamt, Gefäßpflanzen, Moose und Flechten).

Es

gab

hinsichtlich

der

Forstbewirtschaftungstypen

Gesamtartenzahl

in

der

zwischen

Standartplotgröße

400

den

drei

untersuchten



keinen

signifikanten

Unterschied (ANOVA: F=2,99 n.s.; Daten logarithmiert, grafisch nicht dargestellt). Allerdings variierte die Anzahl der Arten zwischen und auch innerhalb der einzelnen Forststandorte stark (Abb. 3).

80 60 40

Westerau

Trammer Stubben

Schwinkenrade

Schattiner Zuschlag

Ritzerau

Riepenholz

Manhagen

Hevenbruch

Harmsdorfer Busch

Hägesahl

0

Berkenstrücken/Taubenberg

20

Behlendorf

Anzahl Arten

100

Forstname

Abb. 3 Gesamtanzahl der in den einzelnen Untersuchungsforsten vorkommenden Gefäßpflanzen-, Moos- und Flechtenarten. Jeder Kreis entspricht einem 400 m²-Untersuchungsplot.

194

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Hinsichtlich der Artenzahlen der drei in diesem Teilbereich behandelten systematischen Organismengruppen (Gefäßpflanzen, Moose, Flechten) gab es zwischen den drei Bewirtschaftungstypen kaum Unterschiede in der Artenzahl der Moose (ANOVA: F=2,09 n.s.; Daten logarithmiert). Die Anzahlen der Gefäßpflanzen- und Flechtenarten hingegen unterschieden sich hier signifikant (ANOVA: Gefäßpflanzen: F=4,09 p<0,05; Flechten: F=6,52 p<0,01; Daten jeweils logarithmiert; Abb. 4).

Mittelwert; Whisker: Mittelwert-Stdf., Mittelwert+Stdf. 30

a

Gefäßpflanzen Moose Flechten

Anzahl Arten

ab

25 b

y

20 15

n.s.

x

n.s. x

n.s.

10 5 0

MFN

OFN-12

OFN-50

Waldbewirtschaftung Abb. 4 Anzahl

der

Gefäßpflanzen-,

Moos-

und

Flechtenarten

in

den

drei

untersuchten

Bewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren) unter Berücksichtigung von Epiphyten und Arten auf Totholz und Gestein.

Die Artenzahl der Flechten war in Untersuchungsplots des Bewirtschaftungstyps OFN-50 signifikant höher als in den beiden anderen Typen (Tukey-HSD-Test: OFN-50/MFN: p<0,01; OFN-50/OFN-12: p<0,01), während die Anzahl der Gefäßpflanzen im Bewirtschaftungstyp MFN signifikant höher als im Typ OFN-12 (Tukey-HSD-Test: p<0,05) nicht aber im Typ OFN50 war (Abb. 4). Bezogen auf die Arten der Bodenvegetation dominierten in der Artenzahl die Gefäßpflanzen. Nur etwa ein Fünftel der Arten waren Moose, während Flechten extrem selten anzutreffen waren (Abb. 5). Unterschiede in der Gesamtartenzahl der Bodenvegetation zwischen den drei untersuchten Bewirtschaftungsvarianten entsprachen denen der Gesamtvegetation (vgl. Abb. 4) und waren im Wesentlichen auf die Gefäßpflanzen zurückzuführen.

195

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

45

Mittlere Anzahl: ----- Gefäßpflanzen ...... Moose ___ Flechten

Mittelwert ± Stdf.

40

Anzahl Arten Bodenevegetation

a

35

ab

30

b

25 20 15 10 5 0

MFN

OFN-12

OFN-50

Bewirtschaftungstyp Abb. 5 Gesamtanzahl Arten sowie mittlere Anzahl der Gefäßpflanzen-, Moos- und Flechtenarten der Bodenvegetation in den drei untersuchten Bewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren).

4.3.2.1 Waldkontinuität

Auch die Anzahl der Flechtenarten, die als Zeiger für alte Wälder gelten (nach Nitare 2000), unterschied sich zwischen den drei Waldbewirtschaftungstypen (Kruskal-Wallis-Test: H=8,96 p<0,05; Abb. 6).

196

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Anzahl Altwaldzeiger (Flechten)

6

5

Median Bereich ohne Ausreißer Ausreißer

4

b

a

a

MFN

OFN-12

3

2

1

0

OFN-50

Forstbewirtschaftung Abb. 6 Anzahl der als Altwaldzeiger geltenden Flechten in den drei Bewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren).

Die Anzahl dieser Flechtenarten war in Untersuchungsplots des Bewirtschaftungstyps OFN50 signifikant höher als in denen der anderen beiden Typen (Mann-Whitney U-Test: OFN12/OFN-50: U = 125,5 p<0,025*; MFN/OFN-50: U=198,5 p<0,025* nach BonferroniKorrektur; Abb. 6). Die Gesamtanzahl der Epiphytenarten, also derjenigen Flechten und Moose, die auf lebendem

Holz

wachsen,

unterschied

sich

hingegen

zwischen

den

drei

Bewirtschaftungsvarianten nicht (Kruskal-Wallis-Test: H=5,08 n.s.). Nur die Anzahl der Epiphytenarten auf Hainbuche variierte hier signifikant (Kruskal-Wallis-Test: H=21,73 p<0,001; Abb. 7).

197

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Anzahl Epiphytenarten auf Hainbuche

30

25

Median Bereich ohne Ausreißer Ausreißer Extremewerte

b

20

15

10 a a 5

0

MFN

OFN-12

OFN-50

Waldbewirtschaftung Abb. 7 Anzahl der auf Hainbuche gefundenen Epiphytenarten in den drei Bewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren).

Die Artenanzahl der Epiphyten war hier in Plots des Bewirtschaftungstyps OFN-50 signifikant höher als in den anderen beiden Bewirtschaftungstypen (Mann-Whitney U-Test: OFN12/OFN-50:U=105,5 p<0,005**; MFN/OFN-50: U=175,0 p<0,005**; nach BonferroniKorrektur).

198

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Anzahl Waldarten

40

Mittelwert; Whisker: Mittelwert-Stdf., Mittelwert+Stdf.

30

220

Anzahl Arten Deckung Arten (%)

35

n.s.

ab

n.s.

200 180

n.s. a

240

b

160 140

25

120 20

100

15

80 60

10

40 5 0

Deckung Waldarten (%)

45

20

MFN

OFN-12

OFN-50

0

Bewirtschaftungstyp Abb. 8 Anzahl und Deckung der typischen Waldarten in den drei Waldbewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren), Gefäßpflanzen nach Schmidt et al. (2002), Moose und Flechten Ernst & Hanstein (2001) und eigene Auswertungen.

Die Gesamtanzahl der als typisch für Wälder geltenden Arten (nach Westphal 2001, Oheimb 2003 und Schmidt et al. 2002; Abb. 8) unterschied sich zwischen den drei untersuchten Waldbewirtschaftungstypen signifikant (ANOVA: F=4,23, p<0,05, Daten wurzeltransformiert). In Untersuchungsplots des Bewirtschaftungstyps MFN kamen mehr Waldarten als in Plots des Typs OFN-12, nicht aber des Typs OFN-50 vor (Tukey-HSD-Test: p<0,05). Die prozentuale Deckung der Waldarten unterschied sich zwischen den drei untersuchen Waldbewirtschaftungstypen

nicht

eindeutig

(ANOVA:

F=2,68,

n.s.,

Daten

wurzeltransformiert). Zwischen der Anzahl „Nicht-Waldarten“ (Störzeiger, Nutzpflanzen und Ähnliche) war der Unterschied zwischen den betrachteten Waldbewirtschaftungstypen hingegen signifikant (Kruskal-Wallis-Test: H=7,37 p<0,025* nach Bonferroni-Korrektur; Abb. 9). Der Prozentanteil an Arten, die nicht als waldtypisch gelten, war in Wäldern des Bewirtschaftungstyp MFN signifikant höher als im Typ OFN-12 (Mann-Whitney U-Test: U = 390,0 p<0,025*).

199

Anteil "Nicht-Waldarten" in %

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

18

a

Median 25%-75% Bereich ohne Ausreißer Ausreißer Extremewerte

16 14 12

ab

10 8 b

6 4 2 0

MFN

OFN-12

OFN-50

Forstbewirtschaftung Abb. 9 Prozentualer Anteil der in den drei Bewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren) auftretenden „Nicht-Waldarten“.

Die prozentuale Deckung der Schlagflurarten (Rubus spec., Calamagrostis epigeijos, Epilobium spec.) variierte signifikant zwischen den untersuchten Bewirtschaftungstypen

Deckung Schlagflurarten (%)

(Kruskal-Wallis-Test: H=17,18 p<0,001; Abb. 10). 60

a

50 40 30 20 10

b

b

OFN-12

OFN-50

0

MFN

Bewirtschaftungstyp Abb. 10 Deckung

der

Schlagflurarten

in

Prozent

zwischen

den

unterschiedlichen

Bewirtschaftungstypen (MFN: mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell, OFN-12: ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren und OFN-50: ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren). Jeder Kreis entspricht einem 400 m²-Untersuchungsplot.

200

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Deckung der Schlagflurarten war in der Gruppe MFN signifikant höher als in den Gruppen OFN-12 (Mann-Whitney U-Test: U = 285,5 p<0,0005*** nach Bonferroni-Korrektur) und OFN-50 (Mann-Whitney U-Test: U = 189,0 p<0,025* nach Bonferroni-Korrektur). Zwischen den Bewirtschaftungstypen OFN-12 und OFN-50 trat kein signifikanter Unterschied hinsichtlich der Deckung der Schlagflurarten auf (Mann-Whitney U-Test: U = 208,0 n.s.). Bei Betrachtung der Gesamtartenzahl in den Untersuchungsplot im Zusammenhang mit der Länge des Bestehens der Wälder, in denen die Plots liegen, tritt zu Tage, dass in Plots in Wäldern mit einer hohen nachweislichen Waldkontinuität signifikant mehr Arten vorkommen (ANOVA: F=4,69 p< 0,05; Abb. 11 A). A.

B.

60

28 Mittelwert

a

±Stdf.

Mittelwert; Whisker: Mittelwert-Stdf., Mittelwert+Stdf.

26 a

Anzahl Arten

Anzahl Arten

22 40

30

20

10

n = 76

n = 10

hoch

gering

Flechten Gefäßpflanzen Moose

24

b

50

20 18 16 14

n.s. n.s.

n.s.

b

n.s.

12 10 8 6 4 2

0

0

hoch

Waldkontinuität

Abb. 11

gering

Waldkontinuität

Anzahl der Arten in Wäldern mit hoher und geringer Waldkontinuität. A. Gesamtanzahl Arten, B. Anzahl Gefäßpflanzen-, Moos- und Flechtenarten.

Dies war auch für die Anzahl der Gefäßpflanzenarten der Fall (ANOVA: F=6,41 p<0,05), während sich hingegen die Anzahlen der Moos- und Flechtenarten nicht signifikant zwischen Plots mit hoher und Plots mit geringer Waldkontinuität unterschieden (ANOVA: Moose: F=1,51; Flechten: F=0,93; mit logarithmierten Daten; Abb. 11 B). Bei Berücksichtigung von nur den Arten, die als typische Waldarten gelten (nach Westphal 2001 und von Oheimb 2003), waren die Ergebnisse vergleichbar (ANOVA: F=6,23 p<0,05; mit logarithmierten Daten).

201

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3.2.2 Artenzusammensetzung Unter Berücksichtigung der Artenzusammensetzung der Gefäßpflanzen, Moose und Flechten insgesamt und der prozentualen Deckung der einzelnen Arten ergab sich zwischen den Plots der drei untersuchten Waldbewirtschaftungstypen ein signifikanter Unterschied (ANOSIM: R=0,1106 p<0,001; Abb. 12).

Bewirtschaftungstyp

Axis 2

x +

MFN OFN-12 OFN-50

Axis 1

Abb. 12

Verteilung der Untersuchungsplots hinsichtlich ihrer Artenzusammensetzung (NMS; Bewirtschaftungstypen: MFN - mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell, OFN12 - ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren und OFN-50 - ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren; jedes Symbol entspricht einem Plot; je näher aneinander, desto ähnlicher sind die Plots hinsichtlich ihrer Artenzusammensetzung).

Bei getrennter Betrachtung der Gefäßpflanzen und Kryptogamen (Moose und Flechten) ergaben sich ebenfalls signifikante Unterschiede in der Artenzusammensetzung der Gefäßpflanzen

und

der

Kryptogamen

zwischen

den

drei

untersuchten

Waldbewirtschaftungstypen (ANOSIM: Gefäßpflanzen: R=0,1383 p<0,001; Kryptogamen: R=0,1729 p<0,001).

202

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3.2.3 Zeigerwerte Hinsichtlich der Ellenbergzeigerwerte für Feuchte (F), Licht (L), Stickstoff (N), Reaktion (R) und Toxizität (To) ergaben sich zwischen den drei untersuchten Waldbewirtschaftungstypen signifikante Unterschiede für die Trockenheits- und Nässezeiger (Kruskal-Wallis-Test: F2-F4: H=7,59 p<0,05; F7-F11: H=12,33 p<0,01; Abb. 13A), die Starksäurezeiger (Kruskal-WallisTest: R1-R3: H=12,78 p<0,01; Abb. 13B) und die Mäßig- bis Starkbelastungszeiger sowie die Stark- bis ausgesprochen Starkbelastungszeiger (Kruskal-Wallis-Test: To4-To6: H=6,9 p<0,05; To7-To9: H=6,44 p<0,05; Abb. 13C).

A.

Anteil Arten in %

80 70

B. 80

Median; Whisker: Min. o. A., Max. o. A. F2 - F4 (Trockenheitszeiger) F5 - F6 (Frische- bis Feuchtezeiger) F7 - F11 (Nässezeiger) Ausreißer

b

ab

a

60 50 40 30

x

y

xy

20

Median; Whisker: Min. o. A., Max. o. A. R1 - R3 (Starksäurezeiger) R4 - R5 (Mäßigsäurezeiger) R6 - R8 (Schwachbasen- bis Mäßigbasenzeiger) Ausreißer

70

Anteil Arten in %

90

60 50 b

a

40

a

30 20 10

10 0

MFN

OFN-12

0

OFN-50

MFN

Bewirtschaftungstyp

OFN-12

OFN-50

Bewirtschaftungstyp

C. Median; Whisker: Min. o. A., Max. o. A.

Anteil Arten in %

100

80

To2 - To3 (Schwach- bis Mäßigbelastungszeiger) To4 - To6 (Mäßig- bis Starkbelastungszeiger) To7 - To9 (Stark- bis ausgesprochen Starkbelastungszeiger) Ausreißer Extremewerte

60

40 b 20

x

xy ab

a

MFN

OFN-12

y

0

OFN-50

Bewirtschaftungstyp

Abb. 13

Unterschiede zwischen Untersuchungsplots der Bewirtschaftungsvarianten MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren) hinsichtlich der Zeigerwerte für Feuchte, (Boden-)Reaktion für Gefäßpflanzen, Moose und Flechten (A, B) sowie für Toxizität bei Flechten (C).

203

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Trockenheitszeiger kamen signifikant häufiger in Plots des Bewirtschaftungstyps OFN-50 als im Typ MFN vor (Mann-Whitney U-Test: U=195,0 p<0,025*; nach Bonferroni-Korrektur), während umgekehrt die Nässezeiger häufiger in Plots des Typs MFN zu finden waren (Mann-Whitney U-Test: U=158,0 p< 0,005**; nach Bonferroni-Korrektur; Abb. 13A). Im Hinblick auf die Bodenreaktion war der Anteil der Starksäurezeiger in Plots des Bewirtschaftungstyps OFN-12 signifikant höher als in den anderen beiden Typen (MannWhitney U-Test: OFN-12/OFN-50: U=98,0 p< 0,005**; OFN-12/MFN: U=340,0 p<0,005**; nach Bonferroni-Korrektur; Abb. 13B). Der

Anteil

mäßige

bis

starke

Belastung

anzeigender

Flechtenarten

war

im

Bewirtschaftungstyp OFN-12 signifikant geringer als im Typ OFN-50 (Mann-Whitney U-Test: To4-To6: U=123,5 p< 0,025*; nach Bonferroni-Korrektur), während der Anteil starke bis ausgesprochen starke Belastung anzeigender Flechten im OFN-12 höher war als im OFN-50 (Mann-Whitney U-Test: To7-To9: U=124,5 p< 0,025*; nach Bonferroni-Korrektur; Abb. 13C). 4.3.2.4 Ausbreitung Bei Betrachtung der verschiedenen Ausbreitungsmodi der Gefäßpflanzen zwischen den drei untersuchten Bewirtschaftungsvarianten ergaben sich für „Ameisenausbreitung“ und „Klettausbreitung“ signifikante Unterschiede (ANOVA: Ameisenausbreitung: F=9,15 p<0,001; Klettausbreitung: F=6,32 p<0,01; Abb. 14). 35

Mittelwert; Whisker: Mittelwert-Stdf., Mittelwert+Stdf.

Anteil Arten in %

30

mit Ameisenausbreitung mit Klettausbreitung

x

25 xy 20 15

b

y

a a

10 5 0

MFN

OFN-12

OFN-50

Waldbewirtschaftung Abb. 14

Anteil Arten (in %) mit Ameisen- und Klettausbreitung in den Untersuchungsplots der drei Waldbewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren). Arten mit Zuordnung zu mehreren Ausbreitungsmodi wurden entsprechend mehrfach gewertet.

204

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Anteil Arten mit Ameisenausbreitung war in Plots des Bewirtschaftungstyps OFN-50 signifikant höher als in denen des Typs OFN-12 und MFN (Tukey HSD-Test: OFN-50/OFN12: p<0,001; OFN-50/MFN: p<0,05), während der Anteil Arten mit Klettausbreitung signifikant höher in Plots des Typs MFN als OFN-50 war (Tukey HSD-Test: p<0,01). 4.3.2.5 Mikrohabitate

Die untersuchten Waldbewirtschaftungstypen unterschieden sich signifikant hinsichtlich der Anzahl der untersuchten Totholzelemente „Baumstümpfe“, „stehendes Totholz“ und „liegendes Totholz“ (Kruskal-Wallis-Test: Baumstümpfe: H=8,79, p<0,05; stehendes Totholz: H=18,14, p<0,001; liegendes Totholz: 25,9, p<0,001; Abb. 15) nicht aber hinsichtlich der Anzahl bzw. der Anwesenheit der übrigen untersuchten Mikrohabitate (feuchte Senken, Bachläufe, Erdgräben, Erdwälle, Waldwege, Fahrzeugspuren, Steine). 35

Anzahl Totholzelemente

Median; Whisker: 5%, 95% 30 25

Baumstümpfe Stehendes Totholz Liegendes Totholz

20 15

a

x

l

a b

10

y

z 5 k

k

MFN

OFN-12

0

OFN-50

Waldbewirtschaftungstyp Abb. 15

Anzahl Totholzelemente (Baumstümpfe, stehendes und liegendes Totholz) in den Untersuchungsplots der drei Waldbewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren).

Die Anzahl der Baumstümpfe war in Plots des Bewirtschaftungstyps OFN-50 signifikant geringer als in den anderen beiden Bewirtschaftungstypen, während die Anzahl stehenden und liegenden Totholzes größer war (Abb. 15, Tab. 3). Ferner kam liegendes Totholz in Plots des Bewirtschaftungstyps MFN häufiger vor als im Typ OFN-12. Hinsichtlich der anderen beiden Totholzelemente gab es hier keine signifikanten Unterschiede (Tab. 3).

205

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tab. 3 Unterschiede in der Anzahl der Totholzelemente zwischen Untersuchungsplots der drei Waldbewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren). Mann-Whitney U-Tests. Signifikanzniveau nach Bonferroni-Korrektur: * p<0,025, ** p<0,005, *** p< 0,0005.

Totholzelemente

OFN-12/OFN-50 U p

Baumstümpfe StehendesTotholz LiegendesTotholz

108,0 120,5 33,5

** * ***

OFN-12/MFN U p

OFN-50/MFN U p

555,0 n.s. 505,0 n.s. 323,0 **

209,0 141,5 174,5

* *** **

Von den untersuchten Mikrohabitaten (Feuchthabitate: Feuchte Senken, Bachläufe; Bodenstörungen: Waldwege, Erdgräben und –wälle; Totholz: stehendes und liegendes Totholz

sowie

Baumstümpfe)

hatte

keines

einen

signifikanten

Einfluss

auf

die

Gesamtartenzahl (Tab. 4). Nur die Streudicke erklärte knapp 20 % der vorhandenen Varianz. Auf die Anzahl der Gefäßpflanzen hat neben dem negativen Effekt der Streudicke (13% erklärte Varianz) das Vorhandensein von Bodenstörungen einen signifikanten wenn auch geringen positiven Effekt (6% erklärte Varianz). Das Vorhandensein von Feuchthabitaten hatte einen signifikant positiven Effekt auf die Anzahl der Moosarten (11% erklärte Varianz), während die Anzahl der Flechtenarten sowie Rote-Liste-Arten in signifikantem aber geringem Maße von der Streudicke beeinflusst wurde (jeweils 5 % erklärte Varianz). Neben der Streudicke, die 15% der vorhandenen Varianz erklärte, hatte auch die Anwesenheit von Bodenstörungen einen signifikanten positiven Effekt (weitere 6 % erklärte Varianz) auf die Anzahl waldtypischer Arten (nach Westphal 2001 und von Oheimb 2003).

206

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tab. 4 Analyse der Effekte verschiedener Mikrohabitatgruppen (Feuchthabitate: feuchte Senken, Bachläufe; Bodenstörungen: Waldwege, Erdgräben und –wälle; Totholz: stehendes und liegendes Totholz, Baumstümpfe) sowie der Streudicke (in cm) auf die Gesamtanzahl der Arten, Anzahl Gefäßpflanzenarten, Moosarten, Flechtenarten, Rote-Liste-Arten sowie Waldarten (nach Westphal 2001 und Oheimb 2003) mittels schrittweise vorwärts multiplen Regressionen. Streudicke (cm) β Gesamtartenzahl

p

-0,417 < 0,001

Bodenstörungen β

p

β

p

0,198

n.s.

0,13

n.s.

Anzahl Gefäßpflanzenarten -0,349 < 0,001

0,266 < 0,01

Anzahl Moosarten

-0,136

0,194

n.s.

Anzahl Flechtenarten

-0,262 < 0,05

-0,15

n.s.

Anzahl Rote-Liste-Arten

-0,271 < 0,05

Anzahl Waldarten

-0,355 <0,001

n.s.

Feuchthabitate

0,254 < 0,05

Totholz β

0,135

-0,111 0,282

Modell-Statistik

p

F

n.s.

n.s.

0,01

df R² korr.

p

10,71 3

0,255 < 0,001

11,14 2

0,193 < 0,001

5,08

4

0,161

< 0,01

3,74

2

0,06

< 0,05

3,4

2

0,054

< 0,05

12,17 2

0,208 < 0,001

CCA_MH_Gesamt

Bewirtschaftungstyp

Axis 2

x +

MFN OFN-12 OFN-50

Streu

MH_Feuch

Axis 1

Abb. 16

CCA-Ordinationsdiagramm der ersten zwei Achsen der Untersuchungsplots der drei Waldbewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren) und der Anzahl bzw. dem Vorhandensein der Mikrohabitatgruppen (Feuchthabitate: feuchte Senken, Bachläufe; Bodenstörungen: Waldwege, Erdgräben und –wälle; Totholz: stehendes und liegendes Totholz, Baumstümpfe) sowie der Streudicke (in

207

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

cm). Jedes Symbol entspricht einem 400 m²-Plot; je näher aneinander, desto ähnlicher sind die Plots hinsichtlich ihrer Artenzusammensetzung. Die Vektoren stehen für die in das Diagramm einfließenden Faktoren (Mikrohabitatgruppen, Streudicke). Die Länge der Vektoren gibt ihre relative Bedeutung wider, während ihre Richtung auf die Ausprägung des Faktors in den Untersuchungsplots hinweist (Plots in Richtung des jeweiligen Vektors weisen eine höhere Ausprägung des Faktors auf als Plots in der entgegen liegenden Richtung) .

Das Vorhandensein bzw. die Anzahl der bei den Vegetationsaufnahmen erfassten Mikrohabitate erklärte im Hinblick auf die Gesamtartenzusammensetzung nur einen geringen Anteil der Varianz, auch wenn ein signifikanter Zusammenhang der Parameter „Streudicke“ (Korrelation mit Achse 1: -0,34) und „Anwesenheit von Feuchthabtaten“ bestand (Korrelation mit Achse 2: 0,208; Abb. 16). Für die Artenzusammensetzung der Gefäßpflanzen, Kryptogamen, und Waldarten ergab sich ein sehr ähnlicher Zusammenhang. Nur für die Rote-Liste-Arten war dies nicht der Fall (vgl. Tab. 5). Tab. 5

Ergebnisse der CCAs der Gesamtenartenzusammensetzung, Artenzusammensetzung der Gefäßpflanzen, Kryptogamen, Rote-Liste-Arten und Waldarten und dem Vorhandensein bzw. der Anzahl bestimmter Mikrohabitate (Feuchthabitate: feuchte Senken, Bachläufe; Bodenstörungen: Waldwege,

Erdgräben

und

–wälle;

Totholz:

stehendes

und

liegendes

Totholz,

Baumstümpfe)sowie der Streudicke (in cm)

Achse

Eigenwert

% kumulative erklärte Varianz

Monte-Carlo-Test p

Arten insgesamt

1 2

0,128 0,69

3,8 5,9

< 0,05 < 0,05

Gefäßpflanzen

1 2

0,131 0,067

4,1 6,2

< 0,05 < 0,05

Kryptogamen

1 2

0,128 0,069

3,8 5,9

< 0,05 < 0,05

RL-Arten

1 2

0,315 0,271

2,8 5,2

n.s. n.s.

Waldarten

1 2

0,129 0,066

4,1 6,2

< 0,05 < 0,05

208

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3.3 Diskussion 4.3.3.1 Artenreichtum und Waldarten

Wälder als prägender Vegetationstyp in Mitteleuropa beherbergen eine reiche, an die Lebensbedingungen im Wald angepasste Flora. Für das norddeutsche Tiefland wurde von Schmidt et al. (2002) eine Liste derjenigen Gefäßpflanzen zusammengestellt, die im besonderen Maße als Waldarten betrachtet werden können. In Anlehnung an diese Zuordnung ergaben sich keine Unterschiede an Waldarten zwischen den drei von uns betrachteten forstlichen Bewirtschaftungstypen. Bei Betrachtung der „Nicht-Waldarten“, als jene Arten, die nicht in der Liste von Schmidt et al. 2002 geführt werden und die kennzeichnend für verschiedene Offenlandgesellschaften wie Ruderalfluren, Schlagfluren, Wirtschafts- und Feuchtgrünland sind, ist die Artenzahl bei den Gefäßpflanzen im Wirtschaftswald (MFN) signifikant höher (vgl. Abb. 4 und Abb. 9) als in den nicht mehr bewirtschafteten Wäldern (OFN-12 und OFN-50). Dies bestätigt Ergebnisse anderer Untersuchungen (Brunet et al. 1996, Gregor & Seidling 1999, von Oheimb 2003, Winter 2005), die einen Rückgang von lichtbedürftigeren Offenlandarten in unbewirtschafteten Wäldern beobachteten. Solche Arten treten regelmäßig in Wäldern nach Störungen auf und werden durch forstliche Eingriffe wie dem Holzeinschlag, aber auch dem Waldwegebau gefördert, so dass sie flächiger im Wirtschaftswald vertreten sind (vgl. z.B. Beese & Bryant 1999). Im unbewirtschafteten Wald sind diese Arten nur punktuell im Zuge natürlicher Störungen (z. B. Windbruch, Zerfallsphase) zu erwarten, so dass sie dort in der Regel deutlich seltener vorkommen. Eine Erhöhung der Artenvielfalt durch eine größere Anzahl von „Nichtwaldarten“ sollte jedoch nicht im Mittelpunkt des Waldnaturschutzes stehen – vielmehr geht es um den Erhalt des Lebensraumes Waldes mit den nur ihm eigenen Waldarten vor dem Hintergrund einer naturnahen Holzproduktion. Andere alte, stark kulturgeprägte Waldnutzungsformen wie die Hudewälder oder Laubwiesen sind für ihren großen Artenreichtum auch hochgradig gefährdeter Arten bekannt (Rose 1992). Sie sind allerdings nicht als Systeme für eine naturnahe und ökonomische Holzproduktion interessant, sollten aber in überregionalen Schutzkonzepten des Waldnaturschutzes berücksichtigt werden. 4.3.3.2 Vergleich der Artenzahlen mit anderen Studien

Für Gefäßpflanzen liegen für 400 m²-Fläche Daten aus dem Europäischen MonitoringProgramm Level 2 für Wirtschaftswälder vor, in denen in den hier betrachteten WaldmeisterBuchenwäldern etwa 20-25 Arten erwartet werden können (Seidling 2005). Damit liegen die

209

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

von uns berücksichtigten Untersuchungswälder mit im Mittel 25 Gefäßpflanzen-Arten (Abb. 2) gut im Schnitt und entsprechen auch etwa den Ergebnissen, die im Untersuchungsgebiet von Oheimb (2003) erzielt wurden. Die lange unbewirtschafteten Wälder (OFN-50; vgl. Abb. 4) liegen mit im Mittel 24 Arten/400 m² etwas über denen von Oheimb ermittelten Werten von 20 Arten/400 m², während die für den Hevenbruch (OFN-12) ermittelten Werte dagegen etwas

darunter

liegen,

was

mit

der

hier

vorliegenden

größeren

Zahl

der

Untersuchungsflächen zu erklären ist. Die von Winter (2005: 154) für WaldmeisterBuchenwälder in Nordostdeutschland ermittelten Werte für vergleichbare Nutzungstypen liegen insgesamt niedriger (18; 14; 10 pro 314 m²) – selbst wenn man die geringere Flächengröße berücksichtigt. 4.3.3.3 Bedeutung von Flechten und Moosen

Auch wenn der Artenreichtum der Gefäßpflanzen bisher im Mittelpunkt der meisten botanischen Untersuchungen in Wäldern lag, zeigt diese Studie, dass nur 40 – 50 % der Arten zu den Gefäßpflanzen zählen und Moose und Flechten jeweils 25 – 30 % des Artenreichtums ausmachen. Dies entspricht auch den Ergebnissen anderer Waldtypen zum Beispiel im Nationalpark Kurische Nehrung in Russland (Dolnik 2003, 2005). Als schattentolerante Organismen sind viele Arten besonders an den Lebensraum Wald angepasst,

wobei

insbesondere

die

Waldbodenmoose

sich

regulierend

auf

den

Bodenwasserhaushalt auswirken. Flechten und Moose sind darüber hinaus Nähr- und Schadstofffilter

für

Niederschläge

und

reagieren

besonders

empfindlich

auf

Umweltbelastungen und klimatische Veränderungen (u.a. Frahm 1998, Kirschbaum & Wirth 1995). Dadurch verzeichneten schadstoffempfindliche Moos- und Flechtenarten seit der Industrialisierung in der 2. Hälfte des 19. Jahrhunderts einen enormen Artenrückgang (z. B. Bates & Farmer 1992) – auch in den untersuchten Waldgebieten. Bezogen auf die drei untersuchten Bewirtschaftungstypen konnte für die Moose keine, für die Flechten jedoch für die OFN-50 Variante eine signifikant höhere Artenzahl festgestellt werden, was auch den Ergebnissen von Friedel et al. (2006) entspricht. Höhere Artenzahlen in den OFN-50-Flächen scheinen auf den ersten Blick mit dem besonders hohen Anteil an Hainbuchen im Forstort Schattin zurückführen zu sein. Diese Vermutung wird allerdings durch die Betrachtung nur derjenigen Untersuchungsflächen mit Hainbuche relativiert, da auch hier höhere Artenzahlen in OFN-50 auftraten (Ergebnisse nicht dargestellt). Einige seltene Epiphyten (so die Zeichenflechten Opegrapha atra, O. ochrocheila, O. viridis, O. vulgata s.str.) kamen z. B. nur in den OFN-50 vor. Trotzdem soll die Bedeutung der Hainbuche für die Epiphytenvegetation im Folgenden näher betrachtet werden.

210

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3.3.4 Hainbuche als Biotopbaum für Epiphyten Buche und Hainbuche sind durch ihre glattrindige, permanente Borke mit ähnlichen pHWerten Träger der gleichen Epiphytengemeinschaft (Wirth 1988). Daher könnten alle Arten, die hier nur auf Hainbuche gefunden wurden, bei ökologisch günstigen Bedingungen auch auf Buche vorkommen. Die natürliche Epiphytengesellschaft der heimischen Buchenwälder war bis ins ausgehende 19. Jahrhundert die Lungenflechten-Gesellschaft (Lobarietum pulmonariae Hil.), die jedoch durch die starke Luftverschmutzung im norddeutschen Tiefland mittlerweile so gut wie ausgestorben ist. Übrig geblieben sind weniger empfindliche Flechtengesellschaften. Wirth (1988) ordnet verschiedene Epiphytengesellschaften für Süddeutschland in eine 14-stufige Skala der relativen Luftverschmutzung ein. Das Optimum liegt bei eins mit der Lungenflechten-Gesellschaft und wird einer von einzelligen grünen Algen

dominierten

Gesellschaft

mit

dem

Wert

14

(Pleurococcetum

vulgaris)

gegenübergestellt. Ein Blick in unsere von Luftalgen grünstämmigen Wälder verrät schnell die dramatische Situation, doch kann an einzelnen Hainbuchen noch die WarzenFlechtengesellschaft (Pyrenula nitidae, Stufe 8) angetroffen werden, auf Rotbuche jedoch nur noch die Porina-Gesellschaft (Porinetum aeneae, Stufe 9-10). Hauptursachen für den Artenrückgang durch Luftbelastung sind die hohen SO2Konzentrationen der Luft und in deren Folge der Saure Regen sowie die Eutrophierung durch Stickstoffverbindungen (Ammoniak, Stickoxide). Während die Säurebelastung durch Entschwefelungsanlagen und Einführung neuer Grenzwerte seit etwa 25 Jahren erfolgreich reduziert werden konnte, ist die Eutrophierung noch ein andauerndes Problem (Franzen et al. 2002, Lorenz et al. 2007). Im Untersuchungsgebiet spiegelt sich dies durch das Fehlen sehr empfindlicher Flechten und Moose wider sowie durch das nur sehr reliktische Vorkommen

selbst

weniger

empfindlicher

Arten.

Im

landesweiten

Vergleich

des

Flechtenmonitorings auf den Dauerbeobachtungsflächen in Schleswig-Holstein (Abel & Zimmer 2006: 112) schneidet die Probefläche Hevenbruch sehr schlecht ab, da die Flechtenflora stark verarmst ist und die dort registrierten Arten extrem bis mäßig immissionstolerant sind. Nach Lorenz et al. (2007) ist die Eutrophierung durch Stickstoffverbindungen (basierend auf Messungen der Nassdepositon) aus der Luft, vor allem Ammoniak, im norddeutschen Tiefland mit 200 – 500 molc/ha·yr über dem angenommenen critical load für Buchenwaldökosysteme zu hoch. Die hohe Eutrophierung über die Luft spiegelt sich gleichfalls durch die hohe Präsenz nitrophytischer Epiphyten wider. Der Stickstoffeintrag über die Luft mag sich kurzfristig in einer Wachstumssteigerung der

Bäume

widerspiegeln,

verändert

aber

über

Versauerungsprozesse

und

211

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Nährstoffverlagerungen im Boden langfristig das Waldökosystem negativ (u.a. Meesenburg 2003). Umso erfreulicher ist es, dass zumindest auf Hainbuchen noch eine Reihe mäßig empfindlicher Arten überdauert haben bzw. auch eine Wiederbesiedlung von Hainbuche durch seltenere Arten möglich ist. Den Hainbuchen kommt daher im Untersuchungsgebiet eine Schlüsselrolle als Quellbiotop für die Wiederausbreitung einer buchenwaldtypischen Epiphytenvegetation zu, da angenommen werden kann, dass bei Luftverbesserung sich bisher nur auf Hainbuche beschränkte Arten wieder auf Rotbuche ausbreiten können.

Foto 5: Mit weißlichen Krustenflechten wie Graphis scripta und Pertusaria leioplaca bewachsener Hainbuchenstamm im Vordergrund, im Hintergrund Stamm ohne weißliche Krustenflechten; Schattin (Foto: L. Rasran)

Nicht alle Hainbuchen sind gleichermaßen besiedelt. Dies lässt sich auf teils geringfügige chemische

Unterschiede

in

den

Borkeninhaltsstoffen,

teils

auf

mikroklimatische

212

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Besonderheiten zurückführen. Schwachwüchsige und krumme sowie verletzte Bäume bieten durch

stärkere

Substratkonstanz

und

eine

höhere

Vielfalt

an

Expositionen

für

anpassungsträge Flechten günstige Wachstumsbedingungen, eine Beobachtung, die sich mit Untersuchungen von Ernst & Hanstein (2001) aus der Lüneburger Heide deckt. Epiphytenreiche Hainbuchen, die als Biotopbäume geeignet erscheinen, sind leicht an einer großen Anzahl weißlicher Krustenflechten, die als ovale Flecken den Stamm besiedeln, auch vom aufmerksamen Forstmann ohne Flechtenkenntnisse zu erkennen. Zusammen mit den auffallenden glatten weißkrustigen Arten wie der Schriftflechte (Graphis scripta) oder Lecanora argentata, Arthonia radiata, Pertusaria leioplaca) siedeln auch unscheinbarere Krustenflechten wie die seltene braunkrustige Warzenflechte (Pyrenula nitida) und mehrere Opegrapha-Arten, die als eigentliche Zielarten mit hohem Naturschutzwert gelten können. Eine

Verwechslung

der

weißen

glattkrustigen

Flechten

mit

der

häufigen

und

schadstofftoleranten Graugrünen Staubflechte (Lepraria incana), die oft großflächig Baumflanken besiedelt, kann durch eine einfache Fingerwischprobe ausgeschlossen werden. Für die Besiedlung mit Epiphyten ist ein altersklassenreicher Waldbestand vorteilhaft, so dass die Ausbreitung von Arten an epiphytenreichen Altbäumen auf jüngere Nachbarbäume möglich ist. Da in den Wirtschaftswäldern des Stadtwaldes Lübeck eine solche Altersstruktur des Waldes angestrebt wird, sollte sich dies positiv auf die Besiedlung mit Epiphyten auswirken. Nach Rose (1988) war die Industrialisierung in der Waldwirtschaft zu Beginn des 20. Jahrhunderts mit Einführung des Kahlschlags mit anschließender Aufforstung ein wichtiger Faktor für den Rückgang ausbreitungsträger Waldarten auf historisch alten Waldstandorten, da sich sowohl das Mikroklima schlagartig änderte als auch die Nahausbreitung der Epiphyten von Altbäumen auf benachbarte jüngere Bäume nicht mehr gegeben war. 4.3.3.5 Mikrohabitate

Kleinflächige Sonderstandorte wie feuchte Senken, Erdwälle, Fahrzeugspuren, verschiedene Waldwege und Totholz spielen für die Artendiversität und Unterschiede in der Artenzusammensetzung zwischen den untersuchten Bewirtschaftungstypen eine geringere Rolle als durch die stärkere Präsenz von Nichtwaldarten in den Wirtschaftswäldern erwartet werden konnte (Tab. 4). Im Folgenden sollen daher nur kurz auf die untersuchten Mikrohabitate eingegangen werden.

213

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.3.3.6 Bodenstörstellen in Wäldern

Die durch Bodenstörung begünstigten Ruderalarten (Nichtwaldarten) waren zwar in Plots des Bewirtschaftungstyps MFN häufiger anzutreffen aber auch in Plots des Typs OFN-12 und OFN-50 kommen Bereiche mit Bodenstörungen regelmäßig vor. Diese reichen offenbar aus, um die Präsenz der meisten Arten zu gewährleisten. Das gleiche gilt für Feuchtbereiche und deren Arteninventar. Störstellen durch Fahrzeugspuren einschließlich Rückegassen kamen in allen Untersuchungsvarianten vor, da auch in der waldbaulich lange nicht mehr genutzten Nutzungsvariante OFN-50 durch Jagdpächter der Wald befahren wird. Bodenstörstellen sind insbesondere im Buchenwald mit seiner teils dicken ganzjährigen Laubstreu bedeutend, da so Mikrohabitate auch für waldtypische Arten geschaffen werden. Baumteller, historische Erdwälle und Gräben, aber auch Abflusstraufen und kleine Reliefunterschiede sowie Wühlstellen, Wildwechsel und übererdete Findlinge bieten zumindest vorübergehend Keimungs- und Ausbreitungsmöglichkeiten für viele Arten, die sich dann für Jahrzehnte etablieren können. In streureichen Waldbeständen beschränken sich die Vorkommen der waldtypischen Arten bisweilen auf solche Mikrohabitate, die daher für eine naturnahe Waldstruktur besonders wertvoll sind. Stark anthropogen geprägte Störungen sind dagegen solche, in deren Folge Nichtwaldarten gezielt eingebracht oder eingeschleppt werden. Dies betrifft vor allem den Wegebau, bei dem durch basenreiche Schotter und auch Bauschutt, nicht autochthones Material in den Wald eingetragen wurde. Die dadurch eingeführten Ruderal- und Grünlandarten erhöhen zwar quantitativ die Artendiversität, ihr Vorkommen wird jedoch negativ gewertet. Bei den Moosen gibt es mittlerweile eingeschleppte typische Waldwege-Arten wie Pohlia wahlenbergii und Palustriella filicinum, die früher selten, heute aber durch den Waldwegebau weit verbreitet sind (Koperski 2008). Kritisch zu bewerten sind auch durch Wildfütterung und Kirren eingeschleppte Arten, die für die Etablierung im Wald meist nicht geeignet sind, und auch nicht für ein natürliches Waldbild stehen. Weiter kann Wildfütterung und Kirrung zur Eutrophierung und lokalen Verwüstung der Waldvegetation führen. Die Zunahme nitrophytischer Arten in Wäldern durch Einträge aus benachbarten landwirtschaftlichen Flächen (u.a. Willi et al. 2005) ist dagegen ein überregionales Problem, dass für alle drei untersuchten Bewirtschaftungstypen gilt und daher als einheitliche Störgröße betrachtet wird. 4.3.3.7 Schlagflurarten

Etwas differenzierter sollten die so genannten Schlagflurarten betrachtet werden. Hierunter fallen Arten, die nach Kahlschlägen, wie sie noch im 20. Jahrhundert verbreitet waren, aber

214

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

auch Windbruch oder Brand, sich rasch ausbreiten und eine hohe, durch Stauden und Halbsträucher geprägte Vegetation ausbilden. Hier vermischen sich an halboffene Standorte gebundene typische Waldlichtungszeiger wie Wald-Himbeere oder Haselblatt-Brombeeren, mit

anderen

Offenlandarten

wie

dem

Land-Reitgras

und

dem

Schmalblättrigen

Weidenröschen. Schlagflurarten sind charakteristische Arten der Waldinnensäume und auch entlang von Waldwegen verbreitet und somit eng mit dem Ökosystem Wald verbunden. Der höhere Deckungsanteil von Schlagflurarten in den Wirtschaftswäldern ist nicht überraschend, da durch das Fällen von Bäumen regelmäßig Waldinnensäume geschaffen werden. Ein gewisser Deckungsanteil der Schlagflurarten in Wäldern ist durchaus positiv zu bewerten, da Sie sich rasch nach großflächigen Katastrophenereignissen wie Bränden und Windwurf ausbreiten und den Boden vor Erosion schützen können. Während Schlagfluren als Dickung und Äsungsfläche für Wild dienen können ist ihre Funktion als Vorstufe für die Wiederbewaldung artspezifisch sehr unterschiedlich. Insbesondere das Landreitgras kann durch

seine

hohe

Streuproduktion

und

den

dichten

Bewuchs

eine

natürliche

Wiederbewaldung, wie Sie im Prozessschutz angestrebt wird, stark verzögern. Ähnlich können Brombeerdickichte wirken. 4.3.3.8 Totholz

Totholz in Buchenwäldern beeinflusst in vielfältiger Weise die Artenzusammensetzung der Waldvegetation, auch wenn vergleichsweise wenig Arten spezifisch an Totholz gebunden sind. Liegendes Totholz und Baumstubben werden oft von Moosen überzogen, die auch auf dem Waldboden vorkommen können und durch ihre Schwammfunktion den Feuchtehaushalt und damit die Zersetzung des Holzes durch Pilze positiv beeinflussen. Exponiertes trockenes Holz hingegen wird weniger von Moosen sondern eher von Flechten besiedelt, die nur in geringerem Maße zur Zersetzung des Holzes beitragen. Stark zersetztes bodennahes Totholz tritt als Mikrorelief besonders in den laubstreureichen Tiefland-Buchenwäldern hervor und kann von Gefäßpflanzen besiedelt werden, die sich nicht in der Laubstreu etablieren können. Ein Großteil der Totholzbesiedler kommt auch in der Bodenvegetation oder aber epiphytisch vor. Als Totholzarten im engeren Sinne traten in den Untersuchungsplots nur einige Flechtenarten auf (z.B. Micarea prasina, Chaenotheca xyloxena, Ch. chlorella), die exponiertes und daher relativ trockenes Totholz besiedeln wie Baumstubben, trockenes Asttotholz (besonders Eiche) und stehendes totes Altholz. Jedoch gibt es mehrere weitere bisher seltene oder lokal ausgestorbene totholzbesiedelnde Arten, die sich bei einer erhöhten Präsenz von Totholz in Wäldern über Fernausbreitung wieder ansiedeln könnten.

215

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Ihre Anwesenheit kann die Entwicklung hin zu einem naturnahen Waldökosystem aufzeigen, in dem alle Nischen wieder adäquat besetzt werden können. Waldstandorte mit einer hohen Kontinuität haben hier vor so genannten jungen Wäldern zwar einen Standortvorteil, doch wird das Entwicklungspotenzial auch jüngerer Wälder bisweilen unterschätzt. So kommt es immer wieder vor, dass spezifische alte Waldarten auch in jüngeren Wäldern gefunden werden (Ernst & Hanstein 2001).

Vorraussetzung für die Besiedlung ist vor allem das

Vorhandensein und Qualität bestimmter Totholzelemente, während ihre Quantität nach erreichen von einer gewissen Mindestmenge für die Biodiversität des Waldstandortes zweitrangig zu sein scheint (vgl. auch Standovár et al 2006). Zum Beispiel wurden die unter den Flechten zu den Zielarten gehörenden seltenen und gefährdete Totholzbesiedler Chaenotheca chlorella und Ch. xyloxena in bewirtschafteten und unbewirtschfteten Untersuchungsflächen registriert. Ihre Seltenheit steht in direktem Zusammenhang zur Habitatverfügbarkeit. Geeignete Totholzstrukturen (stehendes, unberindetes Totholz alter Stämme) traten nur vereinzelt, aber in allen drei untersuchten Bewirtschaftungstypen auf, auch wenn die Anzahl stehender Totholz-Elemente in Untersuchungsplots des Typs OFN-50 signifikant höher lag (Abb. 15). Stehendes Totholz fehlte mit der Intensivierung der Forstwirtschaft in den Wirtschaftswäldern des 20. Jahrhunderts, so dass durch die Erhöhung des Totholzanteils einschließlich stehenden Totholzes in der naturnahen Waldwirtschaft vielerorts eine Wiederbesiedlung durch Fernausbreitung erfolgen musste. Trotz einer relativ hohen Zahl geeignet erscheinender stehender Totholzhabitate war in den von uns untersuchten Plots der drei Bewirtschaftungstypen nur ein kleiner Teil mit Zielarten besiedelt. Die 2 Fundorte von Ch. chlorella konnten sogar nur in den 2500 m² großen Flächen nachgewiesen werden und wären bei einer Standarderfassung von 400 m² nicht erfasst worden. Hier soll darauf hingewiesen werden, dass die nach dem Lübecker Modell bewirtschafteten Forste (MFN) einen weitaus höheren Anteil an Totholz aufweisen, als es in der industriellen Waldwirtschaft üblich ist (vgl. z.B. Kirby et al 1998). Dadurch wird auch in den weiterhin in Nutzung befindlichen Forsten ein Grad der Naturnähe erreicht, der die Ansiedlung seltener Totholzarten erlaubt. Durch die geringe Zahl der obligaten totholzbesiedelnden Arten und ihre Seltenheit lassen sich aus den vorliegenden Daten keine Mindestmengen an notwendigen Totholzvorräten ableiten. 4.3.3.9 Ausbreitungslimitation In der modernen Agrarlandschaft sind Wälder inselartig verteilt und durch verschiedene Strukturen voneinander isoliert, so dass das Vorkommen diverser buchenwaldtypischer

216

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Gefäßpflanzen von ihrer Ausbreitungsfähigkeit abhängig wurde (Ausbreitungslimitation; z.B. Zacharias 1994, Kolb & Diekmann 2004). Damit sind Arten mit eingeschränkten Fähigkeiten zur Fernausbreitung ebenfalls gute Indikatoren für die Kontinuität von Waldstandorten. Hierzu zählen in erster Linie Pflanzenarten mit Myrmekochorie (Ameisenausbreitung) als primärem Ausbreitungsmodus, da Pflanzen auf diesem Wege nur geringe Distanzen (im cmBereich/Jahr) zurücklegen können (Dzwonko & Loster 1992, Bonn & Poschlod 1998). Daher werden solche Arten auch überwiegend als Zeiger für alte Wälder gedeutet (Wulf 1995, Bonn &

Poschlod

1998).

Die

relative

Anhäufung

myrmekochorer

Arten

in

Plots

des

Bewirtschaftungstyps OFN-50 belegt somit eine höhere Kontinuität dieses Standortes gegenüber den anderen Untersuchungsstandorten. Arten mit Klettausbreitung, zu denen einige Grasarten sowie einjährige Kräuter zählen, die als Störzeiger gelten, waren in den Wirtschaftswäldern häufiger vertreten. Da die Einwanderung bestimmter waldtypischer Gefäßpflanzenarten in extensiv genutzte Wälder auf Grund ihrer geringen Ausbreitungsgeschwindigkeit ein langwieriger Prozess ist (vgl. Brunet et al. 2000, Kolb & Diekmann 2004), wird diese wahrscheinlich unabhängig von sonstigen Rahmenbedingungen erst nach und nach erfolgen. Auswirkungen von Waldnutzungsumstellungen auf die Artendiversität können in vollem Maße daher erst nach längeren Zeiträumen vollständig erfasst werden. Auch unter epiphytischen Flechten und Moosen gibt es eine Reihe von Indikatorarten für die Standortkontinuität von Waldstandorten (Rose 1992, Nitare 2000, Ernst & Hanstein 2001). Durch die hohe Schadstoffbelastung im 20. Jahrhundert und die Industrialisierung in der Holzwirtschaft kommen allerdings auch an historisch alten Waldstandorten, die den Großteil der Untersuchungsflächen repräsentieren, viele Indikatorarten nicht mehr vor (Rose 1978). Unabhängig von der Artenzahl gilt es jedoch die flächenmäßig geringe Zahl alter Waldstandorte mit ihren meist ausbreitungslimitierten und daher gefährdeten Arten besonders zu schützen. Das schließt eine forstliche naturnahe Nutzung nicht aus.

4.3.4 Zusammenfassung Die vorliegenden Untersuchungen zur botanischen Artenvielfalt bestätigen andere Untersuchungen zu quantitativ höheren Artenzahlen in bewirtschafteten im Vergleich zu unbewirtschafteten Buchenwäldern. Qualitativ unterscheidet sich die Anzahl an Waldarten zwischen den bewirtschafteten und lange Zeit unbewirtschafteten Flächen nicht; der Anteil nicht

waldtypischer

Arten

sowie

die

Deckung

von

Schlagflurarten

ist

in

den

Wirtschaftswäldern jedoch höher.

217

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Anteil von stehendem Totholz wirkt sich positiv auf die Wiederansiedlung typischer Totholzarten aus. Epiphytengesellschaften zeigen eine hohe Belastung mit Stickstoffeinträgen aus der Luft an, Diese Belastung wird sich langfristig negativ auf das Bodenökosystem auswirken. Auf Hainbuchen kommen vereinzelt noch seltene Flechten vor, die bereits auf Rotbuchen verschollen sind. Epiphytenreiche Hainbuchen können daher als Biotopbäume einen wichtigen Beitrag zur Wiederausbreitung und -herstellung artenreicher, naturnaher Buchenwaldgemeinschaften leisten.

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224

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.4 Lignicole Pilze 4.4.1 Material und Methoden 4.4.1.1 Untersuchungsflächen Für die Felduntersuchungen und Auswertungen wurden insgesamt 85 Referenzflächen von 0.1 ha (20 x 50m) Größe ausgewählt, die sich wie folgt auf die drei verschiedenen Nutzungsvarianten verteilen: mind. 50 Jahre ohne forstliche Nutzung (OFN 50): Schattiner Zuschlag; 17 Referenzplots mind. 12 Jahre ohne forstliche Nutzung (OFN 12): Hevenbruch; 28 Referenzplots mit forstlicher Nutzung - Lübecker Modell (MFN): Forstamt Lübeck; 40 Referenzplots (die 40 Referenzflächen verteilen sich über 11 verschiedene Forstorte in Südostholstein) Alle Referenzflächen liegen im subkontinentalen Bereich Südostholsteins und Westmecklenburgs (Schattiner Zuschlag) und sind überwiegend mit Buche (Fagus sylvatica) bestockt. Die genaue Lag der Flächen ist der Übersichtskarte im Gesamtprojektbericht zu entnehmen.

4.4.1.2 Festlegung und Begehung der Flächen Aufgrund der relativ guten Ausstattung vieler Flächen mit Totholz und der augenscheinlich großen Artenvielfalt lignicoler Pilze auf den Referenzplots wurden 1000 qm (20 x 50m) als Flächengröße für die Kartierung der lignicolen Pilze festgelegt. Das entspricht der üblichen Flächengröße bei mykoökologischen Kartierungen auf Dauerbeobachtungsflächen in Waldökosystemen und ist aufgrund des sehr begrenzten Zeitrahmens realistisch. Ein Beispiel für eine totholzreiche Referenzfläche im Schattiner Zuschlag zeigt Foto 1:

225

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Foto1: Schattiner Zuschlag 2161 Seit >50 Jahren ungenutzte Wald-fläche mit viel Totholz WaldmeisterBuchenwald (LRT 9130) bis EschenBuchenwald (FFH-LRT 9160)

Bei der Pilzkartierung wurden auf den abgesteckten Referenzplots alle Totholzstrukturen nach Pilzfruchtkörpern abgesucht. Dabei wurde liegendes Totholz auch umgedreht oder von Laub oder Humus befreit, da die meisten lignicolen Pilzarten in den nicht offen sichtbaren Bereichen (seitlich an oder unter Totholz) fruktifizieren. Nur die offen sichtbaren Arten zu erfassen, wie es bei vielen Holzpilzkartierungen getan wird, ist zu oberflächlich und nicht zielführend, da für die Waldentwicklung wichtige ökologische Gruppen nicht erfasst werden. Alle Referenzflächen wurden zweimalig, im Herbst 2008 und im Frühjahr 2009, begangen, um ein möglichst großes Artenspektrum lignicoler Saprophyten zu erfassen. Die Untersuchungsdauer einer Fläche im Feld pro Begehung betrug (je nach Totholzvorrat) etwa 1,5 bis 3 Stunden, die Nachbereitung (Bestimmung seltener/besonderer Arten) mindestens ebenso lange.

4.4.1.3 Auswahl der zu kartierenden Pilzarten Grundsäztzlich sollten alle lignicolen Pilzarten erfasst werden, die in irgendeiner Form einen Indikationswert für Struktur, Funktion und Naturnähe von Waldökosystemen haben.Folgende Gruppen von lignicolen Saprophyten sollten dabei besonders berücksichtigt werden:

226

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Signalarten (nach Nitare 2000, 2006 und Lüderitz 2003): optisch auffällige/leicht bestimmbare „Signalarten“ als Leit-Indikatorarten zur Beurteilung von ökologischer Wertigkeit, struktureller Vielfalt, potentieller Artenvielfalt und Naturnähe eines Forststandortes. Signalarten sind so definiert, dass sie weitgehende Aussagen zu Struktur, Funktion und Naturnähe/Schutzwürdigkeit des Standortes zulassen („integrierende/aggregierende Indikatorarten“).



Naturnähezeiger („Urwaldzeiger“) und Kontinuitätszeiger gemäß der Definition in Lüderitz (2004) sowie nach Heilmann-Clausen & Christensen (2000), Nitare (2000)



Sog. „Short-Cycle-Mykorrhizapilze“ (SCM), meist aphyllophorale Pilzarten, die das Totholz des Bestandes zersetzen (lignicol-saprophytisch) und gleichzeitig im Boden eine Mykorrhiza mit den Bäumen des Bestandes bilden (direktes Recycling). Diese Pilzgruppe ist ökologisch und ökonomisch besonders wichtig für die Produktivität eines Standortes.

Auf Basis der aktuellen mykologischen Literatur zu Buchenwald-Ökosystemen ( Literaturverzeichnis) wurde das Kriteriensystem zur Auswahl der Kartierarten genauer gefasst. Arten, die in folgenden Indikatorsystemen enthalten sind, wurden kartiert:



Signalarten für Waldökosysteme nach Nitare (2000, 2006) und Lüderitz (2003) im südlichen Nordeuropa (Schweden, Dänemark, Norddeutschland), s.o.



Naturnähezeiger für Buchenwälder nach Schmid & Helfer (1999)



„Urwaldzeiger“ = Naturnähezeiger nach Lüderitz (2005, 2007) sowie HeilmannClausen & Christensen (2000)



Kontinuitätszeiger in Waldökosystemen nach Lüderitz (2004, 2007) und Nitare (2000, 2006)



Indikatorarten für wertvolle Buchenwald-Biotope in Dänemark nach HeilmannClausen & Christensen (2000, 2003)



Europäische Indikatorarten für besonders wertvolle Buchenwälder nach HeilmannClausen & Christensen (2004)



Indikatorarten für Buchen-Totholz nach Walleyn und Vanderkerkhove (2003)



Typische Arten der FFH-Lebensraumtypen (Buchenwald-LRT) nach BfN-Handbuch und „Corine Biotopes Manual“.

Zusätzlich wurden folgende Arten kartiert, sofern sie nicht unter den o.g. Kriterien erfasst sind:

227

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Vorschlagsarten für die Berner Konvention und Anhang II-FFH



Arten, die in Schleswig-Holstein einen Rote-Liste-Status haben



Augenscheinlich sehr seltene Arten, die bisher in der RL-/Statusliste nicht erfasst sind

Mit diesem Kriteriensystem sind alle lignicolen Pilzarten in Buchenwald-Ökosystemen erfaßbar, die nach dem heutigen Stand der Wissenschaft wichtig für die Indikation und Bewertung sind. Eine große Zahl ubiquitärer und häufiger Totholzzersetzer wird dabei nicht mit erfasst, da sie keinen Aussagewert für die im Projektrahmen betrachteten Fragestellungen haben. Die Auswahl der Kriteriensysteme ist überwiegend an norddeutschen und nordeuropäischen (Südteil) Verhältnissen orientiert, da im übrigen Mitteleuropa und Süddeutschland teilweise andere Arten von Bedeutung sind. Außerdem werden im Gegensatz zur gängigen Praxis* alle taxonomischen Gruppen incl. der corticoiden Rindenpilze erfasst. * meist werden nur wenige, gut kenntliche Arten kartiert und die corticoiden Pilze weitgehend außer Acht gelassen

4.4.1.4 Weitere erfasste Parameter Für jeden Referenzplot wurden der Wald-Lebensraumtyp nach FFH (FFH-LRT) und die Baumartenzusammensetzung (qualitativ und quantitativ) notiert. Zu jedem Pilzfund wurden neben dem wissenschaftlichen Artnamen folgende Daten notiert:

Tabelle 1: Aufnahmeparameter bei Funden lignicoler Pilzarten

• • • • • • • • •

Abundanz (semiquantitativ in 4-stufiger Skala, s.u.) Holzart (Baumarten-Abkürzung nach Geländeliste SH) Totholz-Substrattyp (Klassifikation s.u.) Zersetzungsstadium (4-stufige Skala, s.u.) Lage/Position des Pilzes am Totholz (s.u.) Bei moosbewachsenem Totholz: Abkürzung „bmo“ Angabe „Probe“: Probenahme (zur Laborbestimmung, Herbarisierung) Angabe „Foto“: Digitalfoto des Fundes im Gelände bzw. im Labor Angabe E (für Exsikkat) nachträglich, wenn die Probe herbarisiert wurde

Die Abundanz einer Pilzart auf der Probefläche wurde folgendermaßen kartiert: Tabelle 2: Abundanzskala für Pilzfunde auf den Probeflächen

• • •



1 bis 3 Funde: x 3 bis 6 Funde: xx 7 bis 10 Funde: xxx > 10 Funde: xxxx

228

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Totholz-Klassifikation erfolgte nach folgendem System: Tabelle 3: Totholz-Klassifikation mit Abkürzungen

• • • • • • • • •

Feines Totholz, liegend (Durchmesser < 15cm): FTH Grobes Totholz, liegend (Durchmesser > 15cm): GTH Dickerer Stamm, liegend (Durchmesser > 0.8m): LST Stubben bzw. Hochstubben: STU Stehendes Totholz (Baum): STH Lebender Baum mit Totholz-Strukturen: LBT (Biotopholz nach Sturm 1995) Lebende Altbäume, Stammfuß-Bereich: STF Unterirdisches Totholz (aller Art): UTH Teilvergrabenes Totholz (aller Art): TVT

Die Klassifikation des Zersetzungsstadiums erfolgte nach folgendem System: Tabelle 4: Klassifikation der Zersetzungsstadien von Totholz (zweite Spalte: nach Sturm 1998)

• • • •

Initialphase (1) Optimalphase (2) Finalphase (3) Mulm, überwgd. (4)

(Z°1  frisch tot) (Z°2  beginnende Zersetzung) (Z°3  fortgeschrittene Zersetzung) (Z°4  stark zersetzt, vermodert)

Die Position des Pilzfruchtkörpers am Totholz wurde wie folgt notiert: Tabelle 5: Klassifikation der räumlichen Positionierung von Pilzfruchtkörpern an Totholz

• • • • • • • • •

Unterseite, weitgehend frei (unt) Unterseite mit Bodenkontakt (ubk) Unterseite, auf Boden/Streu übergehend (ubü) Seitlich oder an Schnitt-, Bruchfläche (stl) Seitlich mit Boden- oder Streukontakt (sbk) Oberseite bzw. Oberfläche Stumpf (obs) An stehendem Totholz ansitzend (ans) An hängendem Totholz (abgestorbene Äste) (hgd) Im Holzmulm/Weichholz (inn)

4.4.2 Ergebnisse und Diskussion 4.4.2.1 Artenspektrum und Artenreichtum Alle 85 Referenzplots wurden nach dem oben beschriebenen System mykologisch kartiert. Schon ein grober Überblick über die Feldlisten zeigt, dass der Schattiner Zuschlag (> 50 Jahre Nullnutzung) und der Hevenbruch (14 Jahre Nullnutzung) tendenziell eine größere Artenvielfalt signifikanter lignicoler Pilzarten aufweisen als die Wirtschaftswaldflächen des Stadtwaldes Lübeck, wobei es aber offenbar auf Einzelflächen (z.B. in Ritzerau) Ausnahmen

229

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

gibt. Insgesamt wurden mehr als 1500 Fundpunkte (Datensätze) von indikationsrelevanten lignicolen Pilzarten kartiert. Auf den 85 Referenzflächen wurden 203 lignicol-saprophytische Pilzarten gefunden, die nachweislich eine Indikatorfunktion für Buchenwald-Ökosysteme haben. Das ist im Vergleich mit anderen ähnlichen Forschungsprojekten (z.B. Müller, J., Engel, H. & Blaschke, M. 2007; Schmid, H. & Helfer, W. 1999) eine sehr hohe Zahl, was hauptsächlich auf die deutlich verbesserte Kartiermethodik (Erfassung incl. der corticoiden Pilze) und Kartiergenauigkeit zurückzuführen sein wird. Die ökologische Güte eines Teils der untersuchten Flächen spielt sicher auch eine Rolle. 203 Arten sind eine sehr hohe Zahl, wenn man bedenkt, dass die ubiquitären und häufigen Arten kaum erfasst wurden und die Kürze des Kartierzeitraumes in Betracht zieht. Eine Einzelwürdigung der gefundenen seltenen und besonderen Arten ist an dieser Stelle nicht möglich. Beispielhaft mögen hier drei Arten für die Vielfalt besonderer lignicoler Buchenwaldpilze stehen:

Foto 2:Ceriporiopsis pannocincta (Fransenrandiger Wachsporling) Schattin 2120, 03.10.2007 An Unterseite/Seite von FagusStamm, Zersetzungsstufe 3-4, an luftfeuchter Stelle. Europäischer Indikator für wertvolle Buchenwald-Biotope nach Heilmann-Clausen & Christensen, Naturnähezeiger, Kontinuitätszeiger, Rote-Liste-Status in SchleswigHolstein: 2

230

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Foto 3: Phlebia (Mycoacia) nothofagi (SüdbuchenFadenstachelpilz) Schattin 2196, 01.10.2007 seitlich an luftfeucht liegendem, vermulmtem FagusStamm (Zersetzungsstufe 4) Europäischer Indikator für wertvolle Buchenwald-Biotope, Signalart in Nordeuropa; Erstfund(e) für die norddeutsche Region

Foto 4: Pluteus umbrosus (Schwarzflockiger Dachpilz) Schattin 2161, 27.09.2007 an Oberseite von stark vermulmtem (ZersetzungsStufe 4) und bemoostem Fagus-Stamm. Europäischer Indikator für wertvolle BuchenwaldBiotope, Signalart, Naturnähezeiger, Kontinuitätszeiger. Rote-Liste-Status in Schleswig-Holstein: 2

Die während der Geländeuntersuchungen in den 85 Referenzplots gefundenen lignicolen Pilzarten gehören folgenden Indikatorartengruppen (Mehrfach-Nennungen möglich) an: Tabelle 6: Übersicht über die in den Indikatorgruppen erfassten Artenzahlen Artengruppe

Anz. Arten

Gesamtsumme erfasste Arten, davon: Short-Cycle-Symbionten (SCM) Naturnähezeiger („Urwaldzeiger“, UWZ)

202 28 105

Kontinuitätszeiger (KTZ)

65

Referenzen

div. Autoren Lüderitz (2005, 2007), Nitare (2000, 2006) u.a. Lüderitz (2005, 2007), Nitare (2000, 2006) u.a.

231

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Naturnähezeiger (NNZ) Indikatoren wertvoller Buchenwald Dänem. Europ. Indikatoren wertvoller Buchenwald Signalarten (aggregierende Indikatorarten) Rote-Liste-Arten Schleswig-Holstein (RL) Sehr seltene (bisher nicht gelistete) Arten Typische Arten der FFH-LRT (WaldLRT)

37 15 07

Schmid & Helfer (1999) Heilmann-Clausen & Christensen (2000, 2003) Heilmann-Clausen & Christensen (2004)

47

Nitare (2000, 2006), Lüderitz (2003) u.a.

103

Lüderitz (2001)

31

Ludwig (2001, 2007) u.a.

13

BfN-Handbuch Manual

(1998),Corine

Biotopes

Die folgende Graphik (1) veranschaulicht die die in Tabelle 6 angegebenen Zahlenverhältnisse. Die Naturnähezeiger wurden aufgetrennt in die Artengruppe nach Schmid & Helfer (1999, „NNZ“) und die - wesentlich indikationsstärkeren - Arten nach Lüderitz und Nitare („UWZ“). Die Problematik der Buchenwald-Naturnähezeiger nach Schmid & Helfer wird an späterer Stelle diskutiert.

Graphik 1:

Indikatorarten-Gruppe

Artenzahlen in den untersuchten Indikatorarten-Gruppen

Typische Arten der FFH-LRT (Wald-LRT)

Anz. Arten

Sehr seltene (bisher nicht gelistete) Arten Rote-Liste-Arten Schleswig-Holstein (RL) Signalarten (aggregierende Indikatorarten) Europ. Indikatoren wertvoller Buchenwald Indikatoren wertvoller Buchenwald Dänem. Naturnähezeiger (NNZ) Kontinuitätszeiger (KTZ) Naturnähezeiger („Urwaldzeiger“, UWZ) Short-Cycle-Symbionten (SCM) Gesamtsumme erfasste Arten, davon:

0

50

100

150

200

250

Anzahl gefundener Arten auf 85 Plots

Insgesamt wurden außergewöhnlich viele Naturnähezeiger (136 Arten: 105 + 31 Arten, ohne Doppelnennungen) und Rote-Liste-Arten (103 Arten) auf den Referenzflächen gefunden.

232

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Auch Kontinuitätszeiger, die historische, alte oder sehr alte oder sogar primäre Waldstandorte

indizieren,

gesamteuropäisch

und

bedeutsamen

Signalarten

sind

stark

Buchenwald-Indikatoren

vertreten. nach

Von

den

Heilmann-Clausen

21 &

Christensen (2004) kommen immerhin ein Drittel (7) in den untersuchten Gebieten vor. Lignicole Arten, die aufgrund ihrer Seltenheit oder (bisherigen) Unbekanntheit in den bisher gängigen Indikatorsystemen nicht vertreten sind, sind mit 31 Taxa sehr stark vertreten. Die meisten dieser Arten wurden im Schattiner Zuschlag gefunden, nur sehr wenige in den bewirtschafteten Waldflächen. Dieses ist ein Hinweis darauf, wie selten naturnahe Buchenwald-Ökosysteme in unseren Breiten sind. Bezogen auf die drei Nutzungsvarianten ergeben sich folgende Artenzahlen für die einzelnen Indikatorarten-Gruppen: Tabelle 7: Artenzahlen der Indikatorgruppen in drei Nuzungsvarianten Artengruppe

Anz. gesamt (N=85)

OFN-50 (N=17)

OFN-12 (N=28)

MFN (N=40)

Gesamtsumme erfasste Arten, davon: Short-Cycle-Symbionten (SCM) Naturnähezeiger (UWZ, NNZ) Kontinuitätszeiger (KTZ) Indikatoren wertvoller Buchenwald Dänem. Europ. Indikatoren wertvoller Buchenwald Signalarten (aggregierende Indikatorarten) Rote-Liste-Arten Schleswig-Holstein (RL)

202 28 142 65 15

159 13 119 56 14

144 19 110 51 09

109 16 73 18 03

07

07

03

02

47

40

33

12

103

86

65

29

233

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Graphik 2:

Indikator-Artengruppen

Artenzahlen der Indikatorgruppen in 3 Nutzungsvarianten

Rote-Liste-Arten (S.-H.) Signalarten südl. N-Europa Artenzahl MFN (N=40)

BW-Indikatoren Europa

Artenzahl OFN-12 (N=28) Artenzahl OFN-50 (N=17)

BW-Indikatoren Dänemark

Gesamt-Artenzahl (N= 85)

Kontinuitätszeiger (KTZ) Naturnähezeiger (UWZ,NNZ) Short-Cycle-Symbionten

0

20

40

60

80

100

120

140

160

Anzahl Arten/Gruppe

Man erkennt unschwer, dass der seit >50 Jahren ungenutzte Wald (OFN-50) trotz der deutlich geringeren Zahl an Probeflächen (N=17) in allen Kategorien mit Ausnahme der „Short-Cycle-Symbionten“ (SCM) am besten abschneidet, gefolgt von den seit >12 Jahren ungenutzten Flächen (OFN-12, N=28). Die Flächen mit aktuell forstlicher Nutzung (MFN) sind, gerade angesichts der hohen Zahl an ausgewerteten Referenzflächen (N=40), weit abgeschlagen. Auch wenn es auf Einzelflächen Ausnahmen gibt (Ritzerau 291, Ritzerau 432), so zeigt sich hier in absoluten Zahlen eine deutliche Abnahme der Vielfalt von Indikatorarten von der OFN-50-Variante über die OFN-12-Variante zur MFN-Variante. Die Ausnahmen im Hauptrevier Ritzerau beruhen offenbar darauf, dass die genannten Plots in großräumige Areale alter Waldstandorte eingebettet sind (mdl.Mitt. Sturm, 2008). Beim direkten Vergleich einzelner, naturräumlich ähnlich ausgestatteter Referenzflächen aller drei Nutzungsvarianten fallen die Unterschiede z.T. noch krasser aus. Die folgende Tabelle 8 zeigt die Gesamtartenliste der kartierten lignicolen Pilzarten mit einem Überblick über ihren jeweiligen Status in den verschiedenen internationalen

Indikator-Bewertungssystemen

für

Waldökosysteme.

nationalen und Die

jeweils

angegebenen Zahlen sind gewichtete Punktzahlen, die die Güte (Indikatorqualität) der Art innerhalb der jeweiligen Indikatorengruppe quantitativ ausdrückt. Zugrunde liegend sind

234

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

abgestufte Bewertungsskalen, die von verschiedenen Autoren entwickelt wurden (UWZ, KTZ, NNZ, RL-Status) sowie absolute Bewertungszahlen für besonders signifikante, aggregierende Indikatorengruppen (Signalarten, BW-Indikatoren Dänemark., Europ.BWIndikatoren). Niedrige Zahlen zeigen geringere Indikatorgüte, höhere Zahlen größere Indikatorgüte in der jeweiligen Kategorie und im Vergleich der Kategorien untereinander. Die Art der Zusammenstellung mit einer Gesamtpunktbewertung für jede Art orientiert sich an dem von J.B. Jordal (1997) vorgestellten Bewertungssystem für pilzliche Indikatoren der Offenland-Biotope. Es war das Verdienst von Jordal, die unterschiedlichen europäischen Bewertungssysteme damit kompa-tibel zu machen und für jede Indikatorpilzart der Offenbiotope zu einer einheitlichen Bewertungspunktzahl zu gelangen, die einen überregionalen/internationalen

Aussagewert

hat.

Eine

ähnliche

Kompilierung

der

unterschiedlichen Systeme wird vom Autor mit der folgen-den Tabelle für die Bewertung von Waldbiotopen durchgeführt. Die Punktzahlen in der letzten Spalte (Pkt.) sind eine kumulative Gesamtbewertung, in die alle für das vorliegende Thema als bedeutsam angesehenen Bewertungssysteme (s.o.) einfließen. Die berechneten Gesamtpunktzahlen haben einen überregionalen/internationalen Aussagewert für Buchen-wald-Ökosysteme und andere Waldtypen in Deutschland (besonderes Norddeutschland), Holland, Dänemark und Schweden (Südteil). Tabelle 8: Gesamtliste der kartierten Pilzarten incl. der Indikatorwerte: Wissenschaftlicher Artname

Deutscher Name

Aegerita candida Antrodia malicola Antrodiella hoehnelii Antrodiella semisupina Ascotremella faginea Biscogniauxia mediterranea Biscogniauxia nummularia Bjerkandera fumosa Botryobasidium aureum Botryohypochnus isabellinus Byssocorticium atrovirens Byssocorticium pulchrum Byssoporia terrestris Cantharellus tubaeformis

Anam. Körnchenrindenpilz Apfelbaum-Resupinattramete Gelbrandige Tramete Blaßgelbe Tramete Buchen-Schlauchzitterling Südlicher Rindenkugelpilz

Flache Buchenast-Kohlenkru. Graugelber Rauchporling Goldfarbene Traubenbasidie Isabellfarbener Flaumrindenpilz Grünschwarzer Filzrindenpilz Taubenblauer Filzrindenpilz Gelber Poren-Filzrindenpilz Gemeiner Trompetenpfifferling Catinella olivacea Olivfarbener Holzbecherling Ceraceomyces crispatus Faltiggewundener Wachsrind. Cerrena unicolor Aschgrauer Wirrling Ceriporia purpurea Purpurfarbener Wachsporling Ceriporia reticulata Netziger Wachsporling Ceriporia viridans ss. str. Grünfärbender Wachsporling Ceriporiopsis gilvescens Fleckender Harzporling Ceriporiopsis pannocincta Fransenrandig. Wachsporling

SC UW KT NN BWM Z Z Z Ind.

2

Eur.Ind. Signalarten

2 2

RL-SH

5 2 2

2

1 5

4

x x x x x

2

3 4

2 2

2 2

2 4 2 2

6 4 2 4 2 4 2 4

6

6

4

6 6

10 10

Pkt.

7 6 2 0 3 5

5 1 2

11 6 12 11

5 5

1 10 5 1

10 21 7 3

5

5 1 2 1 1 2 5 2

28 5 4 10 3 6 27 30

5 5 5

5

4 4

Sehr selten

235

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Cheimonophyllum candissimum Chlorociboria aeruginascens Chromelosporium cf. carneum Clitopilus pinsitus (rhodophyllus) Clitopilus scyph. var. reductus Coniophora arida var. arida Coniophora suffocata

Weißer Zwergseitling

2

5

Kleinsporiger Grünspanbecherling n.b.

7

1

1 2

2

Muschel-Räsling

2

2

Stummelfuß-Mehlpilz

2

2

Dünnhäutiger Braunsporrindenpilz Inkrustierthyphiger Braunsporrindenpilz Conocybe dumetorum var. Punktiertsporiges Samthäublaricinum chen Coprinus picaceus Spechttintling Coprinus sacchariferus Bezuckerter Tintling Cortinarius parvannulatus Kleinberingt. Zedernholzss.str Gürtelfuß Crepidotus cesatii var. Rundsporiges Laubholzcesatii Stummelfüßchen Crepidotus luteolus Gelbes Stummelfüßchen Cristinia gallica Gallischer Körnchenrindenpilz Cristinia helvetica Helvet. Körnchenrindenpilz Cudoniella acicularis Dünnstieliger Helmkreisling Dacryomyces capitatus Bewurzelte Gallertträne Daedalea quercina Eichenwirrling Daedaleopsis confr. var. Braunroter Blätterwirrling tricolor Datronia mollis Weicher Resupinatporling Diplomitoporus lindbladii Grauweißer Resupinatporling Efibula (Phanerochaete) Ockerlilafarbener Zystidendeflectens rindenpilz Entoloma euchroum Blauer Holzrötling Entoloma placidum Blaustieliger BuchenholzRötling Erythricium laetum Auen-Rosenhaut Euepixylon udum Keimporige Kohlenbeere Eutypa flavovirens Grüngelber Krustenkugelpilz Eutypa spinosa Reibeisen-Buchen-Kohlenkrustenpilz Exidia cartilaginea (Knorpeliger) Linden-Drüsling Exidia thuretiana fma. Wurmförmiger Drüsling sublibera Fistulina hepatica Ochsenzunge, Leberreischlg. Flammulaster ferrugineus Rostbrauner Flockenschüppl. Flammulaster muricatus Stachelig. BuchenFlockensch Fomes fomentarius Zunderschwamm Fomitoporia robusta Eichen-Feuerschwamm Fuscoporia ferrea Schmalsporiger Feuerschwamm Fuscoporia ferruginosa Rostbrauner Feuerschwamm Galerina sahleri Sahlers Mooshäubling Ganoderma adspersum Wulstiger Lackporling Ganoderma lipsiense Flacher Lackporling Gloeohypochnicium Fruchtiger analogum Membranrindenpilz Gloeoporus dichrous Zweifarbiger Knorpelporling Gliocladium luteolum n.b. Grifolia frondosa Klapperschwamm Gymnopilus junonius Beringter Flämmling Gymnopus fusipes Spindelfüßiger Rübling Hapalopilus rutilans Zimtfarbener Weichporling Haplotrichum aureum Goldgelber Eischimmel Haplotrichum conspersum Lockerflockiger Eischimmel

0 1 2 2 2

5

2

4 2

2

4

2

8 2 9

2

4

1 5

2 2 4

1

6

6

5

2 31

10

2 1 2 2 1

6 2 1 2 2 1 1 19

5

4

5

1 5

2 4

2 4

5 5

1 5

10 18

4 2 2

4 4

5

10 2 1

23 8 3 8

2

5

5

12 2

4

5

1 2 5

12 4 38

1 1

1 12 3

2

6

2 2 2 6

6

6

10

5

1 2 2

4

5

2 2 2

5

2

1 6

6

2

2

6

10

5

2 5 2

2 2

3 2

6

5

4

5

2

5

1

2

2 2 9 1 35 9 2 14 2 9 0 12 2

236

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Henningsomyces candidus Hydropus spec. (n.b.) Hydropus subalpinus Hygrophoropsis atrotomentosa Hymenochaete cinnamomea Hymenochaete rubiginosa Hyphoderma setigerum agg. Hyphodontia arguta Hyphodontia barba-jovis Hyphodontia quercina Hypholoma fasciculare var. subviride Hypocrea splendens Hypomyces aurantius Hypoxylon fraxinophilum Hypoxylon rutilum Inonotus dryadeus Inonotus hastifer Inonotus nodulosus Inonotus radiatus Irpex lacteus Ischnoderma resinosum Junghuhnia luteoalba Junghuhnia nitida Lachnella villosa Laeticorticium quercinum Laetiporus sulphureus Lasiosphaeria strigosa Laxitextum bicolor Lentinellus cochleatus Lenzites betulinus Lopharia spadicea Lyophyllum anthracoph. var. inodorum Marasmius alliaceus Marasmius lupuletorum Marasmius quercus (prasiosmus) Melogramma bulliardii Meripilus giganteus Merulius tremellosus Mycena corynephora Mycena crocata Mycena diosma Mycena haematopus var. haematopus Mycena haematopus var. marginatum Mycena hiemalis Mycena mirata Mycena pelianthina Mycena polygramma Mycena pura fma. multicolor Mycena rosea Mycoacia aurea Mycoacia fuscoatra Mycoacia uda

Reinweisses Hängeöhrchen Wasserfuß-Art Buchenwald-Wasserfuß Buchenholz-Afterleistling

6

2

2 2

2

Zimtroter Borstenscheibling

4

2

Rotbrauner Borstenscheibling Feinborstige Hyphenhaut

2

Spitzstacheliger Zähnchenrp. Bärtiger Zähnchenrindenpilz Eichen-Zähnchenrindenpilz Dichtblättriger Schwefelkopf Schöner Kissenpustelpilz Goldgelber SchmarotzerPustelpilz Eschen-Kohlenbeere Kleine Buchen-Kohlenbeere Tropfender Schillerporling Übersehener BuchenSchillerporling Gem. Buchenschillerporling Erlen-Schillerporling Milchweißer Eggenpilz Laubholz-Harzporling Gelbweißer Resupinatporling Schönfarbiger Resupinatporling Wolliges Haarbecherchen Eichen-Rotrindenpilz Gemeiner Schwefelporling Borstiger Kohlenkugelpilz Zweifarbiger Schichtpilz Anis-Zähling Birkenblättling Rußbrauner Schichtpilz Geruchloses Kohlengraublatt Langstieliger Knoblauchschwindling Ledergelber Schwindling Kleiner Knoblauchschwindling Bulliard's Krustenscheibchen Gemeiner Riesenporling Gallertfleischiger Fältling Flockiger Rindenhelmling Gelborangemilchender Helmling Duftender Rettichhelmling Großer Bluthelmling Rotbraunschneidiger Bluthelmling Winter-Helmling Geriefter Rindenhelmling Purpurschneidiger Helmling Rillstieliger Helmling Bunter Rettichhelmling Rosafarbener Rettichhelmling Goldgelber Fadenstachelpilz Schwarzbrauner Fadenstachelpilz Wachsgelber

6

5

2 2 2

21 2 5 4

2

13

1

5

0 2

2

2 5 1

4 5 1 2

2

4 2 4 2

6

5

1 1 4

2

2

2 0

2

6 3 17 7

1 2 5

6 6 6

5 10

10 5 2

4

2

2

1 2

2 2 1

2

1 1

1 1 2

2

2 1

2

4

2

1 2

2 3 2

1

6 4 1 11 1

1 1

1 1

1

1

1

2 4

2 0 2 0 5 4 1 4 2 1

1 1 4 2

7 1 27 21 2 9

5

2 1

1

5

4 4

2 6

5 5 5

3

2

5

5

2 7 7 0 5

5 2

6 16 17

1 1

10

237

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Myxarium nucleatum var. nucleatum Nectria cosmariospora Nemania chestersii Nemania confluens Nemania serpens Oligoporus subcaesius Oligoporus tephroleucus Ombrophila pura var. foliacea Ombrophila pura var. pura Oudemansiella mucida Peniophora laeta Peniophora rufomarginata cf. Peziza arvernensis Peziza micropus Phanerochaete calotricha Phanerochaete filamentosa Phanerochaete sanguinea Phlebia rufa Phlebiella sulphurea (vaga) agg. Phleogena faginea Phlebia nothofagi Pholiota alnicola var. apicrea Pholiota jahnii (muelleri) Pholiota tuberculosa Physisporinus sanguinolentus Physisporinus vitreus

Fadenstachelpilz Körnchen-Drüsling

0

Schillerporlings-Pustelpilz Streifsporige Kohlenbbere Zusammenfließ. Kohlenbeere Gewundener Kugelpilz Fastblauer Saftporling Grauweißlicher Saftporling Blättriger Buchenkreisling

1 4 2

2 2

6 5 1

2

1 1

Gemeiner Buchenkreisling Buchen-Schleimrübling Hainbuchen-Zystidenrindenp. Linden-Zystidenrindenpilz

1 2 2 2

Buchenwald-Becherling Kurzstieliger Holzbecherling Gelblicher Zystidenrindenpilz Fransiger Zystidenrindenpilz x

Rötender Zystidenrindenpilz Braunroter Kammpilz Schwefelgelber Fibrillenstachelsporling Buchen-Hütchenträger Südbuchen-Fadenstachelpilz Großsporiger Erlenschüppling Pinsel-Schüppling Rötender Astschüppling Rotfleckender Porenschwamm Glasigweißer Porenschwamm Piloderma croceum Safrangelber Hautrindenpilz Plicatura crispa Krauser Aderzähling Pluteus pallescens (satur) Eschenwald-Dachpilz Puteus romellii Gelbstieliger Dachpilz Pluteus salicinus Graugrüner Dachpilz Pluteus thompsonii Graustieliger Adern-Dachpilz Pluteus umbrosus Schwarzflockiger Dachpilz Porothelium fimbriatum Gefranstes Becherstroma Porpomyces mucidus Weicher Schnallenporling Psathyrella cotonea Schwefelfüßiger Faserling Psathyrella spadicea agg. Rötelblättriger Mürbling Pseudomerulius aureus Goldgelber Fältling Pseudotomentella Schwarzbraun. Scheinfilzatrofusca gewebe Pseudotomentella Schwammiges Scheinfilzmucidula gewebe Ramicola centunculus var. Kleinsporiger Olivschnitzling centunculus Ramicola rubi (haustelKurzstieliger Olivschnitzling laris) Resinicium bicolor Zweifarbiger Harzzahn Resupinatus kavinii Entferntblättriger Zwergseitlg. Schizopora flavipora Gelbporiger Spaltporling Scopuloides rimosa ss. str. Kegelwarziger Zystidenrind. Scytinostroma portenMottenkugel-Lederrindenpilz tosum Sebacina epigaea var. Opalfarbene Wachskruste epigaea Sebacina incrustans Erd-Wachskruste Serpula himantioides Wilder Hausschwamm Skeletocutis amorpha Orangeporiger Knorpelporling Skeletocutis nivea agg. Weißer Knorpelporling

4 2 2

x

2 4

5 2 4

2 2

2 4

2 2

2

1 2 5 13

1 2 1

5

3 4 9 12

5 1

2 5 0

1

x 4 6 2

2 6

2 2

2 2

6 6

10

5 5

5

3 16 9 2 1 3 1

5 2 2 1 5

24 35 4 5 14 0 0

x

4 1 4 2

2

2 6

2 6 2

5 5 5

2 10 5

1

(x)

4

6

10

5 5

4 4

x

4 2

x

4

2 2 5 2 1 10 2 2

6

2

2

4

1

5

5

0 2 3 2 14

2

4

2 1 2 2

6 16 16 7 1 11 39 7 6 4 1 14 4

2

2 5

2 2

1 1 1

3 0 1 1

238

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Bitterer Saftporling Gefranster Resupinatstacheling Steccherinum ochraceum Ockerrötlicher Resupinatstacheling Stilbum vulgare Gewöhnliche Stilbe Thelephora terrestris fma. Gemeiner Rinden-Erdresupinata warzenpilz Tomentella botryoides Schwarzbraunes Filzgewebe Tomentella bryophila agg. Rostgelbes Filzgewebe Tomentella cineracens Grauliches Filzgewebe agg. Tomentella clavigera cf. Echtes Keulenzystiden-Filzg. Tomentella coerulea ss. Warziges Filzgewebe str. Tomentella crinalis var. Haariges Filzgewebe crinalis Tomentella italica cf. Italienisches Filzgewebe Tomentella molybdaea ss. Bleifarbenes Filzgewebe str. Tomentella subclavigera Keulenzystiden-Filzgewebe Tomentella sublilacina Weinbraunes Filzgewebe agg. Tomentellopsis echinoRauhsporiges Filzgewebe spora agg Trametes pubescens Samtige Tramete Trametes versicolor var. Weißliche Schmetterlingsalbida tramete Trechispora alnicola Erlen-Stachelsporling Trechispora farinacea agg. Mehliger Stachelsporling Trechispora mollusca agg. Weicher Porenstachel-sporlin Tremella globospora Buckeliger Zitterling Tremella indecorata Gehirnartiger Zitterling Tulasnella violea Lilafarbene Wachskruste Tylospora fibrillosa Faseriger Warzensporling Xenasmatella tulasnelloTulasnellaartige Wachshaut idea Xylaria filiformis Fädige Holzkeule Xylaria polymorpha Vielgestaltige Holzkeule Spongiporus stipticus Steccherinum fimbriatum

• •

2

5

0 8

1

5 2

6

5

5 10

23 0

x x x x

2 5

x x x

2

x x

4

x x

2 2 5

2 5

2 5

5

7 2

2

5

2

x 2

(x) (x) (x)

2

6

2

5

2

4 0

1

1

5 5

7 5

5

18 0 0 5 2 0 3 6

5 2 x

2 4

1 2 2 1

2 11

2 1

türkis unterlegt: Short-Cycle-Mykorrhizapilze (SCM) grau unterlegt: „Mainstream-Indikatorarten“ (ohne großen Indikationswert)

Die folgende Graphik (3) gibt einen Überblick über die zahlenmäßigen Anteile unterschiedlicher ökologisch-funkioneller Gruppen innerhalb der kartierten und bewerteten lignicolen Pilzarten.

239

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Graphik 3: Ökologisch-funtionelle Unterteilung der bewerteten lignicolen Pilzarten Short-Cycle-Mykorrhizapilze (SCM) meist Ektomykorrhiza Mammaliphile Short-Cycle-Symbionten ("Ammonia fungi") Orchidoide (Endo-)Mykorrhizapilze in Nebenfruchtform Rein lignicol-saprophytische Arten (aktueller Kenntnisstand)

3; 1%

8; 4%

167; 83% 25; 12%

4.4.2.2 Korrelation Indikatorarten-Gruppen mit Nutzungsvarianten Im Folgenden (Tab. 9) werden die drei Nutzungsvarianten mit den verschiedenen Indikatorarten-Gruppen (und den daraus berechneten Naturnäheindizes) korreliert. Tabelle 9: Flächenkollektiv

(Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12 MFN

Ø Anz. Indikatorarten (alle Gruppen) /Fläche

21,65 16,43 14,00

Flächenkollektiv (Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12 MFN

Ø Naturnäheindex NN1 (in % von 100)

Flächenkollektiv

Ø Bewertungspunktzahl Indikatoren/Fl.

(Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12 MFN Flächenkollektiv (Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12

42,44 32,71 27,43 aller

128,00 85,36 58,825 Ø Naturnäheindex NN2 (in % von 100)

38,90 25,83

Signifikanz

P-Wert

Normalverteilung: ja OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: nein OFN-50/MFN: ja

0.0021 0.0695 < 0.00005

Signifikanz Normalverteilung: ja OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: nein OFN-50/MFN: ja

P-Wert

Signifikanz

P-Wert

Normalverteilung: ja OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja Signifikanz Normalverteilung: ja OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: ja

0.0022 0.068 < 0.00005

0.0017 0.0136 < 0.000003 P-Wert

0.0015 0.0151

240

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

MFN

17,88

OFN-50/MFN: ja

< 0.000003

Flächenkollektiv

Ø Anz. SCM (Short-Cycle-Symbionten) / Fl.

Signifikanz

P-Wert

Normalverteilung: ja OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja

0.0406 < 0.00002 0.027

Signifikanz

P-Wert

(Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12 MFN Flächenkollektiv

5,29 6,71 3,85 Ø Anzahl Fläche

Naturnähezeiger

(UWZ)

/

(Nutzungsvariante)

Normalverteilung: nein OFN-50/OFN-12: nein OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja

OFN-50

(9,41) Mittelwertbildung unzulässig

OFN-12 MFN

(7,25) s.o. (4,42) s.o.

Flächenkollektiv

Ø Anzahl Kontinuitätszeiger (KTZ) / Fläche

(Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12 MFN

6,35 4,285 2,925

Flächenkollektiv (Nutzungsvariante)

Ø Anzahl Signalarten (SIG) / Fläche

OFN-50 OFN-12 MFN

(4,59) Mittelwertbildung unzulässig (3,25) s.o. (1,97) s.o.

Flächenkollektiv

Ø Anz. Fläche

Rote-Liste-Arten

(RL-SH)

/

(Nutzungsvariante) OFN-50

8,88

OFN-12 MFN

7,86 4,95

Flächenkollektiv

Ø Anz. Europ. Ind. wertvoller Buchenw. / Fl.

(Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12 MFN

(0,76) Mittelwertbildung unzulässig (0,18) s.o. (0,15) s.o.

Flächenkollektiv

Ø Anz. Arten Abundanzklasse xx (4-6 F.) / Fl.

(Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12 MFN

(5,00) Mittelwertbildung unzulässig (4,60) s.o. (3,32) s.o.

----

Signifikanz

P-Wert

Normalverteilung: ja OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja

0.0044 0.018 < 0.00002

Signifikanz Normalverteilung: nein OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja

P-Wert

Signifikanz

P-Wert

Normalverteilung: ja OFN-50/OFN-12: nein OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja

----

0.301 0.00041 < 0.00006

Signifikanz

P-Wert

Normalverteilung: nein OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja

----

Signifikanz

P-Wert

Normalverteilung: nein OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja

----

241

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Folgende weitere Parameter, die mit den 3 Nutzungsvarianten korreliert wurden, ergaben keine signifikanten Ergebnisse:

-

Ø Anzahl Indikatoren wertvoller Buchenwälder Dänemarks / Fläche

-

Ø Anzahl Typischer Arten der FFH-LRT (nach BfN-Handbuch, Corine Biotop. Manual) /Fläche

-

Ø Anzahl Arten der Abundanzklasse xxx (7-10 Funde) / Fläche

-

Ø Anzahl Arten der Abundanzklasse xxxx (>10 Funde) / Fläche

Bei einem großen Teil der verwendeten Indikatorarten-Gruppen zeigen sich signifikante Unterschiede zwischen den drei (zumindest aber zwei) Nutzungsvarianten. Nimmt man alle 203 erfaßten Indikatorarten für Buchenwald-Biotope zusammen, so ergibt sich ein deutlicher Vorteil für die >50 Jahre ungenutzte Variante (OFN-50, Schattin) gegenüber den Nutzungsvarianten OFN-12 (Hevenbruch) und MFN (Stadtwald Lübeck, div. Forstorte) (vgl. Tab. 9). Zwar ist die Artenzahl auf den OFN-12-Flächen im Durchschnitt noch etwas höher als auf den MFN-Flächen, die Unterschiede sind aber nicht signifikant. Ein Grund dafür ist sicherlich, dass von anderen Autoren (z.B. Schmid, H. & Helfer, W. 1999; Müller, J., Engel, H. & M. Blaschke 2007) relativ unspezifische und damit als kritisch anzusehende „Indikatorarten“ angegeben werden, die hier in die Gesamtbewertung Eingang gefunden haben, da sie in der Literatur oft zitiert werden. Unter Einbezug dieser Arten (z.B. Fomes fomentarius, Ganoderma lipsiense, Meripilus giganteus, Mycena haematopus, Xylaria polymorpha) kommt es offensichtlich zu einer Verwischung der Unterschiede zwischen OFN-12 und MFN, die bei einer Beschränkung auf spezifische Indikatorengruppen (s.u.) deutlich sichtbar werden. Das gilt ebenfalls für den Naturnäheindex NN1 (Tab. 9), der auf der Auswertung aller erfassten Indikatorenarten beruht. Man kann den Eindruck gewinnen, dass bei etlichen mykologischen Gutachten in anderen forstökologischen/forstökonomischen Projekten die Auswahl der Indikatorarten so unkritisch und willkürlich vorgenommen wurde, daß der konventionellen Forstbewirtschaftung bzw. nicht ausreichend ökologisch motivierten Nutzungsansätzen damit ungewollt in die Hände gespielt wird. Die o.g. Arten (24 Arten, grau unterlegt als „Mainstream-Arten“ in Tab.8), und etliche weitere, die in der Literatur genannt werden, sind auch in den naturfernsten Forstvarianten zu finden, wenn auch dort mit geringerer Abundanz. Außerdem wird die Auswahl von „Indikatoren“ häufig auf sehr große, konsolenförmige Baumpilz-Arten oder solche, die allgemein bekannt sind und ohne größeren Aufwand zu kartieren sind, beschränkt. Man macht es sich da viel zu einfach und nutzt die exzellenten Möglichkeiten, die die Mykologie hier bietet, nicht. Es gibt sogar Arbeiten, in denen fast nur ubiquitäre

Massenpilzarten (z.B. Stereum spp., Phlebia merismoides,

242

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Chondrostereum purpureum) ohne jeglichen Aussagewert als Untersuchungsobjekte dienen (u.a. Kerstan 2002). Kritische Ansätze, die wirklich aussagekräftige Indikatoren verwenden, sind in der bisherigen deutschsprachigen Literatur, anders als in Skandinavien, kaum zu finden. Deshalb habe ich als Autor der vorliegenden Arbeit, diese sog. „Indikatoren“ nur unter Vorbehalt und teilweise kartiert und mit einbezogen. Bereinigt man die 203 kartierten Indikatorarten von diesen „Mainstream-Arten“ (grau unterlegt, 24 Arten), so werden die Ergebnisse zugunsten der Nutzungsvarianten OFN-50 und OFN-12 noch eindeutiger als sie schon sind. Probeweise Berechnungen (hier nicht dargestellt) zeigen das sehr deutlich. Bei der Berechnung der durchschnittlichen Bewertungspunktzahlen wurde die o.g. Problematik berücksichtigt. In diesem aggegierenden Bewertungssystem werden die kritischen und relativ unspezifischen „Indikatorarten“, auch wenn sie in der Literatur oft zitiert und weitergereicht werden (gutes Beispiel: der Zunderschwamm, Fomes fomentarius), mit relativ geringen Punktzahlen belegt, während unkritische und hochspezifische Indikatoren mit großer Aussagekraft, mit relativ hohen Punktzahlen belegt werden. Dadurch wird das Bild entzerrt. Die durchschnittlichen Gesamtbewertungs-Punktzahlen aller Indikatorarten für die Flächen und der daraus berechnete Naturnäheindex NN2 spiegeln die realen Verhältnisse wesentlich besser wieder (Tab.9, Graphik 4) als die reinen Gesamtartenzahlen (s.o.).

Graphik 4:

Flächenkollektive

Bewertungspunkte und Naturnähe M b.neutral % Naturnähe-Index (NNI-2)

M b.sauer

ø Bewertungspunkte Ind.Arten

M misch M rein M gesamt U12 b.neutral U12 b.sauer U12 misch U12 rein U12 gesamt U50 b.neutral U50 b.sauer U50 misch U50 rein U50 gesamt

0

20

40

60

80

100

120

140

243

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Hier sind deutlich signifikante Unterschiede zwischen OFN-50, OFN-12 und MFN erkennbar. Schon während einer relativ kurzen Zeitspanne von >12 Jahren kommt es - jedenfalls im Durchschnitt - zu einer deutlichen Differenzierung der lignicolen Pilzflora gegenüber den bewirtschafteten Flächen (MFN). Auch die Auswertung der Kontinuitätszeiger und Naturnähezeiger (Tab.9, Graphik 5) zeigt klare Unterschiede zwischen allen 3 Nutzungsvarianten. Graphik 5:

Flächenkollektive

Naturnähezeiger und Kontinuitätszeiger M b.neutral ø Anzahl Kontinuitätszeiger

M b.sauer

ø Anzahl Naturnähezeiger

M misch M rein M gesamt U12 b.neutral U12 b.sauer U12 misch U12 rein U12 gesamt U50 b.neutral U50 b.sauer U50 misch U50 rein U50 gesamt

0

2

4

6

8

10

12

Sie nehmen von MFN über OFN-12 zu OFN-50 deutlich zu. Ähnliches gilt für die Signalarten (Tab.9) und die „Europäischen Indikatoren für wertvolle Buchenwald-Biotope“ nach Heilmann-Clausen & Christensen (2003), die ja aggregierende Indikatorarten darstellen. Im Gegensatz zu den Kontinuitätszeigern haben die beiden letztgenannten Gruppen eine nichtnormale Verteilung. Die Rote-Liste-Arten (Tab.9) und die Naturnähezeiger (Tab.9, vgl. Gaphik 5) zeigen keine signifikanten Unterschiede zwischen den Nutzungsvarianten OFN-50 und OFN-12, wohl aber signifikante Unterschiede von OFN-12 und OFN-50 zu MFN. Die feineren Unterschiede zwischen

OFN-50

und

OFN-12

sind

also

eher

mit

den

Signalarten

und

den

Kontinuitätszeigern darstellbar. Das überrascht nicht, denn die Signalarten offenbaren als stark aggregierende Indikatorarten-Gruppe (vgl. Nitare 2000 oder Lüderitz 2003) feinere und vielfältigere Unterschiede in Struktur, Funktion und Naturnähe als die „kriterienärmeren“ Rote-Liste-Arten. Kontinuitätszeiger implizieren neben Naturnähe auch eine langwährende Kontinuität des Standortes (Bewirtschaftung, Bestockung, Boden(-bearbeitung), Hydrologie etc.), wogegen bei reinen Naturnähezeigern die Zufälligkeit eine größere Rolle spielt.

244

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Auch mit aufwendigeren statistischen Methoden konnten im Prinzip dieselben Tendenzen festgestellt werden. So wurde von A. Fichtner der Einfluß des Faktors Bewirtschaftungsintensität (Nutzungsvarianten) auf die mittlere Artenzahl aller Indikatorarten und auf die mittlere Artenzahl der Naturnähezeiger mit einer Devianzanalyse, gefolgt von paarweisen t-Tests mit einem multiplen Signifikanzniveau von 0.017 (Bonferroni-Korrektur) getestet. Dazu wurde die glm-Funktion der Software R, Version 2.6.2, verwendet (R Development Core Team 2008). Die Überdispersion wurde durch die Verwendung einer Quasi-Poisson-Verteilung mit einer log-Linkfunktion berücksichtigt.

Graphik 5b:

(A): Mittlere Artenzahl von Pilzen die einen besonderen Indikationsstatus für Waldökosysteme

besitzen;

(B):

Mittlere

Artenzahl

der

Naturnähezeiger

(“Urwaldzeiger“). Fehlerbalken = ± Stand.Fehler. Unterschiedliche Buchstaben kennzeichnen

signifikante

Unterschiede

zwischen

den

Nutzungsvarianten-

/Bewirtschaftungsintensitäten (multiples α=0.017).

Die mittlere Artenzahl der Pilze, die einen besonderen Indikationsstatus für Waldökosysteme besitzen unterscheidet sich demnach signifikant zwischen den Nutzungsvarianten (F=12.2, d.f.=2, P<0.001). Dasselbe kann für die mittlere Artenzahl der Naturnähe-Zeiger (Schmidt & Helfer 1999, Heilmann-Clausen 200, Lüderitz 2005, Lüderitz 2007) nachgewiesen werden (F=12.7, d.f.=2, P<0.001). Langfristig unbewirtschaftete Untersuchungsflächen (OFN-50) sind durch deutlich höhere Indikatorartenzahlen gegenüber den übrigen Wäldern

245

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

charakterisiert (t-tests, P<0.005). In Bezug auf die Naturnähe-Zeiger kann ebenfalls eine Zunahme der Artenzahl mit steigender Schlagruhe beobachtet werden. Die Unterschiede zwischen kurzfristig und langfristig ungenutzten Flächen sind zwar deutlich aber statistisch nicht signifikant. Bei den pilzlichen Direktverwertern des Holz-Bestandesabfalles (sog. „Short-CycleSymbionten, SCM; 24 obligate und 4 fakultative SCM-Arten, türkis unterlegt in Tab.8), die sowohl lignicol-saprophytisch als auch symbiontisch (Ektomykorrhiza mit Baumarten) sind, gibt es benfalls signifikante Unterschiede zwischen allen drei Nutzungsvarianten, die allerdings deutlich anders gewichtet sind (vgl. Graphik 6). Grahik 6:

Flächenkollektive

ø Anzahl Short-Cycle-Symbionten M b.neutral ø Anzahl Short-Cycle-Symbionten

M b.sauer M misch M rein M gesamt U12 b.neutral U12 b.sauer U12 misch U12 rein U12 gesamt U50 b.neutral U50 b.sauer U50 misch U50 rein U50 gesamt

0

1

2

3

4

5

6

7

8

Diese i.d.R. corticoiden* Rindenpilze schließen das Totholz auf und leiten die daraus gewonnenen Nährstoffe und Elemente direkt - ohne Umweg über den Boden - wieder dem Baumpartner zu. In reinen Beständen von Baumarten mit weiterem C/N-Verhältnis und auf eher nährstoffarmen und sauren Böden spielt dieses direkte Recycling, das in borealen und montanen Biotopen oft vorherrscht, eine wesentlich größere Rolle als auf eher neutralen, nährstoffreicheren Standorten mit Mischbaumbeständen. Streu-Abbauversuche von Irmler & al. (1995, mdl. Mitt. 2008) legen ähnliche Vermutungen nahe. Das oben Gesagte kommt in der vorliegenden Untersuchung deutlich zum Ausdruck. Im Hevenbruch (OFN-12) ist eine im Durchschnitt deutlich höhere Anzahl von SCM-Arten zu finden als im Schattiner Zuschlag

246

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(OFN-50), weil die Schattiner Böden überwiegend weniger bodensauer und nährstoffreicher sind (vgl. Irmler & al., Tab. Boden-pH, Versorgung). Noch deutlich niedriger sind die SCMArtenzahlen hingegen in der bewirtschafteten Variante MFN, was auf eine geringere Stabilität und Biodiversität der bewirtschafteten forstlichen Ökosysteme (durch die Nutzung ?) hinweist. Gerade bei den Mykorrhizapilzen führen Eingriffe und Bewirtschaftung und z.T. auch Verinselungseffekte (kleine Forstorte) und mangelnde Standortkontinuität bekanntermaßen zu deutlichen negativen Effekten bei der Artenvielfalt, auch (oder gerade) wenn Reinbestände auf saureren Böden vorliegen (vgl. z.B. Lüderitz 1993, DFG-Projekt „Hahnheide“). * corticoid = „häutige“ Überzüge bildend Im Hinblick auf die Standort-Produktivität kann man konstatieren, dass auf sauren, nährstoffärmeren Standorten die Short-Cycle-Mykorrhizapilze (SCM) qualitativ und quantitativ stärker hervortreten und so die bodenbedingten Standortnachteile, zumindest teilweise, ausgleichen können. Dabei verschiebt sich auch das Spektrum innerhalb der Ektomykorrhizapilzarten qualitativ und quantitativ zu Ungunsten der „normalen“ Ektomykorrhizapilze, die dem Baumpartner Nährstoffe und Minerale sowie Wasser aus der Bodenlösung zuführen. Diese Prinzipien funktionieren aber, wie frühere Untersuchungen (z.B. „Hahnheide-Projekt“, 1993) zeigen, nur in relativ ungestörten, naturnahen Waldökosystemen, was auch der deutliche Rückgang der SCM-Arten (und SCM-Abundanzen) in den forstlich genutzten Flächen (MFN) signalisiert. Die Short-Cycle-Symbionten sind ein wichtiger Faktor für die forstliche Produktivität eines Standortes, sofern dieser relativ naturnah strukturiert ist. 4.4.2.3 Artenzahlen und Abundanzen In allen 3 Nutzungsvarianten überwiegen von den Artenzahlen her eindeutig lignicole Pilze mit geringer Abundanz (Stufe x = 1-3 Funde/Myzelfelder pro Fläche). Bei den häufigeren Arten mit hoher Abundanz (Stufen xxx und xxxx) ergeben sich keine statistisch signifikanten Unterschiede zwischen den verschiedenen Nutzungsformen (vgl. Tab.9, unten). Lediglich in der Abundanzstufe xx (4-6 Funde/Myzelfelder pro ha) sind die Unterschiede zwischen den drei Nutzungsformen schwach (OFN-50 zu OFN-12) bzw. deutlich signifikant (OFN-12 und OFN-50 zu MFN, vgl. Tab.9 und Tab. 10a). Tab. 10 a/b: Artenzahlen lignicoler Pilze in den Abundanzklassen bei 3 Nutzungsvarianten Nutzungsvariante

OFN-50 OFN-12 MFN

ø Artenzahl m. Abundanz xx (4-6 Funde)

5 4,6 3,32

ø Artenzahl m. Abundanz xxx (7-10 Funde)

ø Artenzahl m. Abundanz xxxx (>10 Funde)

1,7 1,2 1,4

0,18 0,36 0,48

247

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abundanzklasse/Gesamt-Artenzahl

OFN-50 (N=17)

OFN-12 (N=28)

MFN (N=40)

AK xx (4-6 Funde/Fläche)

50

53

55

AK xxx (7-10 Funde/Fläche)

23

20

24

AK xxxx (>10 Funde/Fläche)

3

7

8

Gesamtartenzahl AK xx-xxxx

58

53

59

Gesamtzahl SCM mit xx-xxxx

13

17

12

Graphik 7: Abundanzklassen und Artenzahlen bei 3 Nutzungsvarianten 60 Anzahl Arten OFN-50 (N=17)

50

OFN-12 (N=28) MFN (N=40) 40

30

20

10

0 Abundanzklassen

AK xx (4-6 Funde/Fläche)

AK xxx (7-10 Funde/Fläche)

AK xxxx (>10 Funde/Fläche)

Gesamtartenzahl AK xx-xxxx

Gesamtzahl SCM mit xx-xxxx

In Graphik 7 wird ebenfalls erkennbar, dass die Unterschiede in den Artenzahlen der Abundanzklassen zwischen den drei Nutzungsvarianten nur relativ gering sind. Die großen Unterschiede zwischen den drei Nutzungsvarianten ergeben sich durch die selteneren und funktionell besonderen (spezifischen) Arten, die vornehmlich der Abundanzklasse x (1-3 Funde/Fläche) zuzuordnen sind, die in Graphik 7 nicht abgebildet ist. Allerdings ist bei den Short-Cycle-Mykorrhizapilzen (rechte Säulen) auch in den Abundanzklassen xx/xxx eine deutlich höhere durchschnittliche Artenzahl pro Fläche im Hevenbruch (OFN-12) festzustellen als im Schattiner Zuschlag und im Wirtschaftswald (OFN-50 und MFN). Dieses

248

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

deckt sich auch mit den absoluten Artenzahlen der SCM-Arten (vgl. Graphik 7 u. Erläuterungen dazu). 4.4.2.4 Totholzvorräte und Artenzahlen Für 67 der 85 Untersuchungsflächen wurden von K. Sturm (2008) die Totholzmengen und Zersetzungsstufen, basierend auf Kontrollstichproben, berechnet und zur Verfügung gestellt. Auf Basis dieser 67 Flächen wurden die Korrelationen mit den mykologischen Parametern durchgeführt. In Graphik 8 werden die jeweiligen durchschnittlichen Totholzmengen (cbm/0.1 ha) und die durchschnittlichen Mengen an stärker zersetztem Totholz (Zerset-zungsstufe 3, z.T. auch 4 in cbm/0.1 ha) mit den 3 Nutzungsvarianten und deren durchschnittlichem Inventar an spezifischen Indikatorarten in Beziehung gesetzt.

Graphik 8:

Totholzmengen bzw. Zersetzungsstufen / Nutzungsvariante

Übersicht: Totholzmengen und -Zersetzungsstufen und Indikatorarten-Gruppen

Ø 1,732 cbm Z-Stufe 3/4 OFN50 Ø 0,275 cbm Z.-Stufe 3/4 OFN12

Ø 0,278 cbm Z.-Stufe 3/4 MFN

Ø 2,653 cbm Totholz/0.1ha OFN-50 Ø 1,437 cbm Totholz/0.1ha OFN-12 Ø Zahl Naturnähezeiger Ø Zahl Kontinuitätszeiger Ø Zahl Signalarten Ø Zahl RL-Arten

Ø 1,598 cbm Totholz/0.1ha MFN 0

5

10

15

20

25

30

Anzahl Arten/Gruppe

Die Totholzmengen pro 0.1ha sind zwischen OFN-50 und OFN-12 bzw. MFN statistisch signifikant unterschiedlich, jedoch nicht zwischen OFN-12 und MFN. Das gilt für die Einzelwerte und die Durchschnittswerte. Ebenso verhält sich sich bei der Totholz-Mengenfraktion der Zersetzungsstufen 3/4 (stark zersetzt). Im Schattiner Zuschlag gibt es im

249

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Verhältnis deutlich mehr Einzelflächen mit hohen Totholzvorräten und hohen Vorräten an stark zersetztem (bzw. vermulmtem) Totholz als im Hevenbruch oder den bewirtschafteten Waldflächen des Forstamtes Lübeck. Das spiegelt sich in der durchschnittlichen Gesamtzahl der Indikatorarten der ausgewählten Kategorien nicht so eindeutig wieder (Graphik 8). Hier hat die Variante OFN-50 zwar noch einen deutlichen Vorteil gegenüber OFN-12, jedoch liegen OFN-50 und OFN-12 viel näher beieinander als OFN-12 und MFN. Das bedeutet, dass neben der Menge und Qualität des Totholzes weitere strukturelle Faktoren für die Biodiversität der lignicolen Saprophyten eine Rolle spielen. Hier spielen offenbar die Kontinuität und das Alter des Waldstandortes bzw. der unmittelbaren Umgebung der Referenzflächen (vgl. Kontinuitätszeiger) eine wichtige Rolle. Außerdem werden die Ergebnisse für den Wirtschaftswald (MFN) durch verhälnismäßig höhere Zahlen an totholzarmen Flächen und vor allem durch viele Flächen, die kein Totholz der Zersetzungsklassen 3/4 aufweisen, gedrückt. Die niedrigeren Zersetzungsklassen 1 und 2 sind bezüglich ihrer lignicolen Pilzflora (first- und second-stage-Arten) wesentlich artenärmer und vor allem ärmer an seltenen Arten und Arten mit Indikationsstatus. Die folgende Graphik (9) zeigt die Verteilung der Totholz-Mengenklassen 1 bis 6 (Durchschnitt pro 1ha) auf die unterschiedlichen Nutzungsformen. Dabei zeigt sich deutlich in

den

Einzelflächenergebnissen

(Referenztabelle

von

Sturm

2008)

und

in

den

Klassenverteilungs-Ergebnissen (s.u.), dass die Totholzmengen in den nutzungsfreien Varianten OFN-12 und OFN-50 heterogener über die Flächen streuen als im Wirtschaftswald (MFN). Die heterogene Verteilung von Totholz ist ein typisches strukturelles Kennzeichen naturnaher Waldbiotope. Natürliche Urwaldbiotope weisen eine noch stärker heterogene Totholz-Mengenverteilung im Raum auf. Bei der Nutzungsvariante MFN sind die verschiedenen Totholzmengen-Klassen etwa gleichmäßig über die Flächen verteilt, lediglich die totholzarmen Flächen (Klasse 1, 0-5 cbm/ha) zeigen ein deutliches (zu erwartendes) Maximum.

250

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Graphik 9:

T o th o lz -M e n g e n k la s s e n 1 -6

Verteilung der Totholz-Mengenklassen auf Nutzungsformen

N gesamt

Totholz Kl.6: >50 cbm/ha

N OFN-50 N OFN-12 N MFN

Totholz Kl.5: 30-50 cbm/ha

Totholz Kl.4: 20-30 cbm/ha

Totholz Kl.3: 10-20 cbm/ha

Totholz Kl.2: 5-10 cbm/ha

Totholz Kl.1: 0-5 cbm/ha

0

5

10

15

20

25

30

Anzahl Untersuchungsflächen

Betrachtet man nicht die Verteilung der Totholzmengen-Klassen, sondern die durchschnittlichen Totholzmengen (cbm/ha) und die durchschnittlichen Mengen von Totholz der höheren Zersetzungsstufen 3/4 bezogen auf alle 67 untersuchten Referenzflächen (Graphik 10), so ergibt sich ein ganz anderes Bild. Die Totholzvorräte und die Vorräte an stark zersetztem Totholz sind in der >50 Jahre ungenutzten Variante statistisch signifikant höher als in den Varianten MFN und OFN-12. Diese Aussage bezieht sich auf vergleichbare Gesamtflächen von 30 ha (MFN) bzw. 17 ha (OFN-12, Hevenbruch) und 16 ha (OFN-50, Schattiner Zuschlag). Das zeigt, dass sich nach einer nutzungsfreien Zeit von 12 Jahren noch keine wesentlichen strukturellen Unterschiede bezüglich der Totholzvorräte und qualitäten im Vergleich zum Wirtschaftswald (Lübecker Modell) herausgebildet haben. Die durch-schnittlichen

Zahlen

der

Bewertungspunkte

für

die

Indikatorarten

und

die

Gesamtzahlen der Indikatorarten (alle Gruppen) spiegeln das nicht so klar wieder. Die Nutzungsvariante OFN-12 schneidet hier aufgrund anderer Einflußgrößen (Waldfläche, Alter

251

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

und Kontinuität der Waldstandort etc., s.o.) verhältnismäßig besser ab als der Wirtschaftswald.

Graphik 10:

Indikatorarten, Nutzungsvarianten und Totholzmengen

OFN-50

Ø Totholzmenge Z.-Stufe 3 u.4 /ha

OFN-12 MFN Ø Totholzmenge/ha

Ø Zahl Bewertungspunkte

Ø Zahl Indikatorarten ges.

0

20

40

60

80

100

120

140

Anzahl ArtenBewertungspunkte/0.1 ha bzw. Totholzmengen/ha

Interessant ist die Korrelation von Totholzmengen-Klassen (1-6; bezogen auf 0.1ha) und der durchschnittlichen Anzahl der bewerteten lignicolen Pilzarten (Indikatorarten) bzw. der daraus hergeleiteten Zahl von Bewertungspunkten, über alle Flächen und unabhängig von der Nutzungsform. Hier zeigt sich in Graphik 11 (S.25) ein deutlicher Bruch zwischen den Totholz-Mengenklassen 3

(1-2 cbm/0.1ha) und

4 (2-3 cbm/0.1ha). Eine genaue

Berechnung auf Basis aller Referenzplots mit Totholzmengen zwischen 2 und 3 cbm/0.1ha ergab eine „kritische Gesamttotholzmasse“ = Schwellenwert (alle Zersetzungsstufen) von > 2.5 cbm/ 0.1ha = 25 cbm/ha (p-Wert 0,0092), oberhalb derer die Zahl indikationsrelevanter lignicoler

Pilzarten

pro

Fläche

rasant

ansteigt,

und

zwar

unabhängig

von

der

Nutzungsvariante. Tabelle 10: Kritischer Totholzmengen Schwellenwert für lignicole Pilze in Buchenwäldern

Totholzmenge in Mittlere Indikatorartenzahl cbm/0.1ha < 2.5 (2.5-3.0 cbm/0.1ha) 23,59 < 2.5 (2.0-2.5 cbm/0.1ha) 14,15

p-Wert (Signifikanz) 0,0173 0,0064 252

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Diese kritische Totholzmasse weicht deutlich von anderen Literaturwerten ab. So geben Müller, J. Engel, H. & Blaschke, M. (2007) einen signifikanten „threshold value“ von 61 cbm/ha Totholz (p-Wert = 0.013) an, oberhalb dessen die Zahl der Naturnähe-Indikatoren (basierend auf der Artenauswahl von Schmid, H. & Helfer, W. 1999) rapide ansteigen soll. Die große Problematik der Artenauswahl von Schmid & Helfer wurde bereits diskutiert (vgl. S. 17). Leider werden hier überwiegend relativ häufige und unspezifische Buchenwaldbewohner als Naturnähe-Indikatoren herangezogen, so dass das Ergebnis von 61 cbm/ha stark angezweifelt werden muß. J. Müller (2005) gibt auf Basis verschiedener Wald-Organismengruppen (u.a. lignicol-saprophytische Käfer) einen kritischen Totholzmengen-Korridor von 30-60 cbm/ha für Forst-Ökosysteme an. Nach Müller, J., Bußler, H. & Utschick, H. (2007) fällt der kritische Totholz-Schwellenwert im Vergleich der bisherigen Literatur fast immer in den Korridor von 40 bis 60 cbm/ha. Auch hier ist es, mit Ausnahme einiger skandinavischer Arbeiten (z.b. Heilmann-Clausen & Christensen), so, dass zur Berechnung dieser Schwellenwerte in der Regel nur eine kleine Auswahl leicht erkennbarer lignicoler Pilzarten von fragwürdigem Indikationswert herangezogen wird. Das Thema soll an dieser Stelle nicht weiter diskutiert werden. Graphik 11:

Klasse 6

Totholz >5 cbm/0.1ha

Klasse 5

Totholz 3-5 cbm/0.1ha

Klasse 4

Totholz 2-3 cbm/0.1ha

Klasse 3

Totholz 1-2 cbm/0.1ha

Klasse 2

Totholz 0,5-1 cbm/0.1ha

Klasse 1

Totholzmengen/ha und Indikatorarten/Bewertungspunkte

Totholz 0-0,5 cbm/0.1ha

Ø Zahl Bewertungspkt. Ø Zahl Indikatorarten

0

20

40

60

80

100

120

140

Indikatorartenzahl/Bewertungspunktzahl

Ein ähnliches Bild ergibt sich, wenn man statt der (aggregierenden) Bewertungspunkte die durchschnittlichen Artenzahlen verschiedener Indikatoraten-Gruppen in Beziehung zu den Totholz-Mengenklassen setzt. Auch hier ist der Umschlagspunkt (Schwellenwert) zwischen den Totholzmengen-Klassen 3 und 4 (Graphik 12).

253

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Graphik 12:

Klasse 6 Klasse 5

Totholz 3-5 cbm/0.1ha

Klasse 4

Totholz 2-3 cbm/0.1ha

Klasse 3

Totholz 1-2 cbm/0.1ha

Totholz 0,5-1 cbm/0.1ha

Klasse 1

Totholz >5 cbm/0.1ha

Klasse 2

Totholz-Mengenklassen und Indikatorarten-Gruppen

Ø Zahl RL-Arten Ø Zahl Kontinuitätszeiger Ø Zahl Naturnähezeiger

Totholz 0-0,5 cbm/0.1ha

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

mittlere Anzahl Arten/Fläche

Bisher wurde in der Literatur (vgl. auch zusammenfassend: Müller, J., Bußler, H. & Utschick, H. 2007) immer nur die Totholzquantität als entscheidend für die Biodiversität, aber auch wirtschaftliche Aspekte (Holzzuwachs und -qualität) angesehen. Offenbar gibt es aber auch einen kritischen Schwellenwert für die Menge an stärker zersetztem Totholz (Zersetzungsstufen 3 und 4 nach Sturm). Es ist allgemein bekannt, dass die selteneren und indikationsrelevanten pilzlichen Buchenholzbewohner überwiegend stärker zersetztes Totholz (Optimum in der Finalphase, Stufe 3) besiedeln, während die Zersetzungs-stufen 1 (Initialphase) und 2 (Optimalphase) überwiegend von den häufigeren und den ubiquitären lignicolen Pilzen besiedelt werden. Die häufigeren Charakterarten der Phasen der Pilzsukzession an Buchen-Totholz sind z.B. bei H. Kreisel (in Michael & al. 1985) oder Adamczyk (1995, „Ökologische Nischen-Substrat-Gruppen an Buchenholz“) sowie E. Arnolds (1988) zu finden. Graphik 13 signalisiert, dass es beim Totholzvorrat der Zersetzungsstufen 3/4 ebenfalls einen Umschlagspunkt zwischen den Mengenklassen 4 (1-2 cbm/0.1ha) und 5 (> 2 cbm/0.1ha) gibt. Der kritische Schwellenwert für stärker zersetztes Totholz wurde ziemlich genau mit 2,03 cbm/0.1ha = 20,3 cbm/ha (p-Wert = 0,0294), also >20 cbm/ha, berechnet. Die durch-schnittliche Indikatorarten-Zahl (alle Gruppen) auf Flächen mit stärker zersetzten Totholzmengen über diesem Schwellenwert liegt bei 23,56. Darunter (< 20 cbm/ha) liegt sie in den anderen Klassen bei 17,0 und darunter. Der Unterschied ist statistisch deutlich

254

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

signifikant.

Auch

für

die

Bewertungspunktzahl

(aggregierend)

und

die

einzelnen

Indikatorarten-Gruppen gibt es ähnliche Ergebnisse (nicht dargestellt). Besonders wichtig ist in diesem Zusammenhang, dass die Short-Cycle-Mykorrhizapilze ihr Optimum

bezüglich der

Artenvielfalt

und der

Abundanz immer an Totholz der

Zersetzungsstufen 3 und 4 haben. Häufig sind Mykorrhizamatten und -nester sowie Rhizomorphen-Ansammlungen von SCM-Arten (oft tomentelloide Pilze) direkt an der Unterseite der Holzsubstrate oder direkt im Holzmulm zu beobachten.

An Totholz der

Zersetzungsstufe 1 kommen keine SCM-Arten vor, an Totholz der Zersetzungsstufe 2 eher selten (< 10% der beobachteten Funde). Ähnliches gilt für die „normalen“, hutbildenden Ektomykorrhizapilze, bei denen etliche Arten - je nach Standortbedingungen - auch ein begrenztes lignicol-saprophytisches Potential haben. Dazu gehören u.a. einige FilzröhrlingsArten (Xerocomus spp.), einige Milchlinge (Lactarius spp.), der Trompetenpfifferling (Cantharellus

tubaeformis)

und

einige

Schleierlings-Arten

(Cortinarius

spp.).

Ektomykorrhizen dieser Arten können sowohl im Boden als auch an oder in der Nähe von stark zersetztem Totholz oder Holzmulm vorkommen, besonders bei langanhaltend trockener Witterung. Aufgrund dieser Affinität zu Mykorrhizapilzarten ist das stärker zersetzte Totholz, das in der Regel in bewirtschafteten Waldarealen fehlt, sicherlich forstwirtschaftlich-produktionsbiologish von großer Bedeutung. Man kann also sagen, dass es zwei entscheidende Schwellenwerte für die lignicole Pilzflora (Biodiversität) und damit einhergehend für die forstwirtshaftliche Produktivität gibt: quantitativ: > 25 cbm Totholz/ha (> 2.5 cbm/0.1 ha) qualitativ-quantitativ: > 20 cbm stärker zersetztes Totholz (Stufe 3/4)/ha optimal: Flächen mit >25 cbm Totholz/ha, davon > 20 cbm stärker zersetzt Ein dritter wichtiger Parameter, die Größenverteilung des Totholzes, wurde hier nicht untersucht und berechnet. Es ist aber aus vielen Untersuchungen bekannt, dass die Menge an grobem Totholz, d.h. dickere Äste und Stämme (CWD = „coarse woody debris“), wichtig ist für die Biodiversität von Indikatorarten. Bei großen Totholzmengen auf einer Fläche bzw. großen Mengen von stark zersetztem Totholz auf einer Fläche, ist immer davon auszugehen, dass ein Großteil der Masse von CWD gebildet wird. Von daher sind die beiden hier untersuchten Totholz-Parameter die wichtigeren und primären. Nur mit dünnen Ästen sind kaum Totholzmengen > 5 cbm/ha (Klasse 2) zu erreichen. Das dünnere Astholz (< 15 cm Durchmesser) ist mykologisch relativ uninteressant, da es leicht austrocknet und nur von wenigen trockenheitsresistenten Pilzarten (z.B. Nectria cinnabarina, Hypoxylon fragiforme,

255

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Diatrype disciformis, Diatrype stigma) besiedelt wird, sofern es nicht in oder unter der Laubstreu liegt. Nur wenige interessante Pilzfunde wurden im Rahmen dieser Untersuchung an dünnerem Totholz (< 15 cm Durchmesser) gemacht. Graphik 13:

Klasse 5

>2 cbm Z-Stufe 3/4

Klasse 4

1-2 cbm Z-Stufe 3/4

Klasse 3

0.5-1 cbm Z-Stufe 3/4

Klasse 2

0.2-0.5 cbm Z-Stufe 3/4

Klasse 2

>0 bis 0.2 cbm Z-Stufe 3/4

Klasse 1

Menge starkzersetztes Totholz (pro 0.1ha) und Indikatorarten

kein Totholz Z-Stufe 3/4

Ø Zahl Indikatorarten 0

5

10

15

20

25

Anzahl Indikatorarten (alle Gruppen)

Abschließend soll die lebende Holzmasse aller Baumarten auf den Referenzflächen (LSV = Living Stand Volume in cbm/1000 qm; Daten von A. Fichtner 2008) mit den mykologischen Parametern korreliert werden. Die folgende Tabelle (11) gibt einen Überblick über die durchschnittlichen LSV-Werte für 2004 (Daten von A. Fichtner 2008): Tabelle 11: Flächenkollektiv

(Nutzungsvariante) OFN-50 OFN-12 MFN

Ø Living Stand cbm/0.1ha

76,97 62,03 48,21

Volume

(LSV)

in

Signifikanz

P-Wert

Normalverteilung: ja OFN-50/OFN-12: ja OFN-12/MFN: ja OFN-50/MFN: ja

0.002707 0.01108 0.0001507

Auch bei der lebenden Holzmasse zeigen die gemittelten Werte eine eindeutige Volumensteigerung von der bewirtschafteten Forstvariante (MFN) über die >12 Jahre ungenutzte Variante (OFN-12) zur >50 Jahre nicht bewirtschafteten Nutzungsvariante (OFN-50). Die Flächen der Variante OFN-50 hatten 2004 ein durchschnittliches Gesamtholzvolumen (alle Baumarten), dass um > 1/3 höher lag als auf den nach dem Lübecker Modell

256

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

bewirtschafteten Flächen (MFN). Die folgende Graphik (14) veranschaulicht beispielhaft die Korrelation mit den mykologischen Parametern. Graphik 14:

Flächenkollektive

Bewertungspunkte Indikatorarten und LSV 2004 MFN b.neutral MFN b.sauer

ø LSV 2004 (cbm/1000 qm)

MFN misch

ø Bewertungspunkte Ind.Arten

MFN rein MFN gesamt OFN 12 b.neutral OFN 12 b.sauer OFN 12 misch OFN 12 rein OFN 12 gesamt OFN 50 b.neutral OFN 50 b.sauer OFN 50 misch OFN 50 rein OFN 50 gesamt

0

20

40

60

80

100

120

140

Der integrative mykologische Parameter „Bewertungspunkte“ für die pilzlichen Indikator-arten verhält sich gleichläufig wie das LSV, d. h. die durchschnittliche Bewertungspunktzahl (Mittel aus allen Referenzplots) nimmt von MFN nach OFN-50 deutlich zu. Auch beim Vergleich von Einzelflächen (hier nicht dargestellt) ist diese Tendenz deutlich sichtbar. Die anderen mykologischen Parameter verhalten sich ähnlich. Auch wenn kein direkter Zusammenhang zwischen der lebenden Baum-Biomasse und der pilzlichen Biodiversität besteht, so gibt es mit Sicherheit indirekte positive Zusammenhänge (Strukturstabilität, Multi-funktionalität, Nährstofferschließung u.a.m.). Deutlichere direkte Zusammenhänge wären bei der Korrelation mit Artenvielfalt, Abundanz und Biomasse von Ektomykorrhizapilzen, die hier nicht Untersuchungsgegenstand waren, zu erwarten ( siehe Ausblick 4.4.6).

4.4.4 Schwierigkeiten und Probleme Neben der sehr knappen Zeitbemessung für die Geländearbeit, die eine Begrenzung auf 1000 qm- Untersuchungsflächen erforderlich machte, war vor allem die Heterogenität der

257

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Bestände ein „Problem“. Aus Sicht der ökologischen Mykologie werden Waldbestände in der Regel wesentlich differenzierter betrachtet als in der Forstwirtschaft. Im vorgegebenen Flächenpool sind reine Buchenbestände eher die Ausnahme. Insgesamt wurden nach dem FFH-System fünf

verschiedene Waldlebensraumtypen unterschieden und auch die

Baumartenzusammen-setzungen waren oft schon innerhalb eines Wald-LRT deutlich unterschiedlich. Daher ist neben der Gesamtauswertung aller Flächen im Vergleich auch eine getrennte Auswertung, zumindest der Buchen-Reinbestände und der Mischbestände, erfolgt. Hier ergaben sich allerdings kaum signifikante Unterschiede für die im Teilprojekt „Lignicole Pilze“ untersuchten Parameter.. Allerdings muß man bedenken, dass sich die naturnahen Varianten und Naturwald-Varianten im Laufe der Zeit ohnehin zu sehr differenzierten Mischbeständen entwickeln würden, Buchen-Reinbestände wohl kaum vorkämen. Dieses wäre ein Argument dafür, dass gerade die starke Heterogenität der Referenzplots die tatsächlichen Verhältnisse (die sich natürlicher-weise entwickeln würden) besser wiederspiegelt als sehr gezielt ausgewählte Buchen-Reinbestände.

4.4.5 Zusammenfassung der wichtigsten Ergebnisse



Die >50 Jahre ungenutzte Variante (Schattiner Zuschlag, OFN-50) ist der >12 Jahre ungenutzten Variante (Hevenbruch, OFN-12) und der forstwirschaftlich genutzten Variante

(Stadtwald

Lübeck,

MFN)

in

vielen

untersuchten

mykologischen

Biodiversitäts- und Naturschutz-Parametern signifikant überlegen. •

Die >12 Jahre ungenutzte Variante (OFN-12) ist der forstwirtschaftlich genutzten Variante (MFN) ebenfalls in vielen untersuchten mykologischen Biodiversitäts- und Naturschutz-Parametern signifikant überlegen.



Insgesamt besteht ein deutliches Gefälle in der pilzlichen Biodiversität und auch in der Qualität der Indikatorarten von der Variante OFN-50 über die Variante OFN-12 zur Variante MFN.



Das Artenspektrum lignicoler Saprophyten zeigt kurz- bis mittelfristige Reaktionen des Forstökosystems auf Nutzungsänderungen bzw. Übergang zur Nullnutzung gut an und ist daher für das vorliegende Projekt (max. Nullnutzung 50 Jahre) ein geeigneter Untersuchungsgegenstand.

258

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern



Integrative (aggregierende) Indikatorarten-Gruppen (z.B. Signalarten, Kontinuitätszeiger) sind anderen Gruppen (z.B. Rote-Liste-Arten, Naturnähezeiger ss. Schmid & Helfer) in ihrer Indikationsgüte zur Beurteilung von Waldökosystemen überlegen.



Aus verschiedenen mykologischen Parametern berechnete Naturnähe-Indizes legen nahe, dass auch die ungenutzte Variante OFN-50 noch weit vom natürlichen Zustand entfernt ist (Indizes zwischen 38,90 und 52,88 von 100%*). Für die Variante OFN-12 liegen die Werte zwischen 25,83 und 40,27%, für die Variante MFN zwischen 17,93 und 24,58%. * gemesessen an Mittelwerten für die jew. berechneten Parameter für europäische Buchen-Urwälder und –Bannwälder (= 100%).



In Bezug auf die meisten untersuchten mykologischen Parameter ergaben separate Auswertungen bezüglich der Boden-pH-Werte, der Corg.-Gehalte im Boden sowie der Misch- und Reinbestände keine signifikanten Unterschiede. Es gibt zwar in den Artenspektren z.T. deutliche Verschiebungen, aber kaum in der Quantität und Qualität der Indikatorarten. Eine Ausnahme bilden die Short-Cycle-Symbionten (SCM).



Die Auswertung der Abundanzklassen ergab keine wesentlichen Unterschiede zwischen den drei Nutzungsvarianten für die häufiger vorkommenden Arten. Nur bei den Abundanzklassen x (1-3 Funde/Fläche) und xx (4-6 Funde/Fläche) ergaben sich signifikante Unterschiede zwischen OFN-50, OFN-12 und MFN.



25 cbm Totholz/ha (2,5 cbm/0.1 ha) ist ein wichtiger Schwellenwert für die GesamtTotholzmenge, oberhalb derer die Biodiversität (und auch die Qualität) der lignicolen Pilzflora fast sprunghaft (und signifikant) zunehmen.



20 cbm stärker bzw. stark zersetztes Totholz/ha (2,0 cbm/0.1 ha) ist ein wichtiger Schwellenwert für die Gesamt-Totholzmenge (Zersetzungsstufen 3 und 4), oberhalb derer die Biodiversität (und auch die Qualität) der lignicolen Pilzflora fast sprunghaft (und signifikant) zunehmen.



Optimal für die Biodiversität der lignicolen Pilzflora (und damit auch für die Strukturund Funktionsstabilität der Fläche) ist eine Austattung der Fläche (bezogen auf 1ha) mit > 25 cbm/ha Totholz, wovon mindestens > 20cbm/ha den höheren Zersetzungsstufen (3 und 4) zuzuordnen sein sollten.



Eine Detailanalyse hat ergeben, dass ein großer Teil der (insbesondere selteneren) Arten und der pilzlichen Biomasse (lignicole Saprophyten) an gröberes und grobes Totholz (> 15cm Durchmesser, CWD) gebunden sind. An Dünnholz sind relativ wenige und oft ubiquitäre Arten zu finden, die zudem trockenheitsresistent sind.



Die lebende Baum-Biomasse (Living Stand Volume, LSV) nimmt (auf vielen Einzelflächen und im Durchschnitt) parallel zur Biodiversität lignicoler Indikatorarten zu,

259

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

auch wenn in der Regel nur indirekte Zusammenhänge (Ausnahme: SCM-Arten) bestehen dürften. Hier wären die terricolen Ektomykorrhizapilze aussagekräftiger.

4.4.6 Ausblick Aufgrund des zur Verfügung stehenden Zeitrahmens konnte nur ein Teil der gewonnenen Daten hinreichend ausgewertet werden. Es bleibt zu wünschen, dass in einem Folgeprojekt ein größerer Zeitrahmen zur Verfügung steht, um viele jetzt angeschnittene Fragen vertiefend zu untersuchen. Vor allem aber wäre es für den forstwirtschaftlichen Ansatz von großem Vorteil, in einem möglichen Folgeprojekt die terricole Mykorrhizapilzflora zu untersuchen. Es liegen schon umfangreiche methodische Erfahrungen aus früheren Projekten (z.B. Lüderitz 1993) vor, die zur Anwendung kommen könnten. Die Produktionsparameter Zuwachs und lebende BaumBiomasse (LSV) sollten mit folgenden mykologischen Parametern korreliert werden, da die terricolen Ektomykorrhizapilze zu >90% für die Nährstoff- und Wasserversorgung der Hauptbaumarten Buche und Eiche verantwortlich sind: •

Anzahl der terricolen Ektomykorrhizapilz-Arten pro Fläche/Baum-Individuum



Abundanz der Ektomykorrhizapilz-Arten pro Fläche/Baum-Individuum



Oberirdische Biomasse der Ektomykorrhizapilz-Arten pro Fläche/Baum-Individuum im Jahresverlauf (Mittlere TGW-Werte für die meisten Ektomykorrhizapilz-Arten liegen vor)

Auch die Größe/Ausdehnung von Myzelfeldern (potentielle Erschließungsfläche des Baumes für Nährstoffe/Wasser) und der Abgleich mit den Kronendurchmessern der Bäume wären hier von großem Interesse. Die Funktionsfähigkeit des Nährstoff-Versorgungssystems und die strukturelle Stabilität des Standortes hängen ebenfalls entscheidend von der Biodiversität terricoler Symbioten ab, da jede Pilzart im Gesamtsystem spezielle Funktionen hat (z.B. Erschließung spezieller Spurenelemente/Minerale, Langstreckentransport von Wasser mittels Rhizomorphen, Abwehr von Schadpilzen/Inhibition, mechanischer Schutz oder Austrock-nungschutz der Feinwuzeln, Gefügestabilisierung des Bodens, Ton-HumusAggregation etc.)

260

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Danksagung Mein besonderer Dank gilt Herrn Manfred Fries (Vechelde), der mich bei der mykologischen Feldarbeit tatkräftig unterstützt hat. Außerdem danke ich dem ganzen Hevenbruch-Team, insbesondere Dr. S. Lütt und Dr. L. Fähser, für interessante und anregende Diskussionen. Weiterer Dank gilt Prof. U. Irmler und A. Fichtner für die Hilfe bei der Statistik sowie K. Sturm für die Aufbereitung und Bereitstellung von Daten.

4.4.7 Literatur (Auswahl): BfN-Handbuch (1998): Das europäische Naturschutzgebietssystem NATURA 2000; BFNHandbuch

zur

Umsetzung

der

Flora-Fauna-Habitat-Richtlinie

und

der

Vogelschutzrichtlinie. – Bundesamt f. Naturschutz, 560 S. - Bonn-Bad Godesberg Corine Biotopes Manual (1991):

Habitats of the European Community. – European

Comission, GD XI 1991.- Office for Official Publications of the European Communities – Luxembourg/Brüssel Dahlberg A. & H. Croneborg (Compilation, 2003): 33 threatened fungi in Europe. Complementary and revised information on candidates for listing in Appendix I of the Bern Convention. – Bern Conv. Doc. for EU DG Environment and Bern Convention, 82 S. – Swedish species information centre, Uppsala Hahn C. & Blaschke M. (2005):

Ökologische Studie von Rinenpilzen und Porlingen an

Totholz in einem Naturwaldreservat und forstlich bewirtschafteten Vergleichsflächen. – AFJZ 176: 161-169 Heilmann-Clausen J. & Christensen M. (2000): Svampe pa bögestammer - indikatorer for vaerdifulde lövskovslokaliteter - Svampe 42: 35-47 *) Heilmann-Clausen J. & Christensen M. (2004): Does size matter ? – on the importance of various dead wood fractions for fungal diversity in Danish beech forests. – For. Ecol. Managem. 201: 105-117

261

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Heilmann-Clausen J. & Christensen M. (2004): På jagt efter urskovssvampe. – Svampe 49: 45-52 *) Heilmann-Clausen J. & Christensen M. (2005): Wood-inhabiting macrofungi in Danish beech forests – conflicting diversity patterns and their implications in a conservation perspective. – Biol. Conserv. 122: 633-624 Irmler U. (1995): Die Stellung der Bodenfauna im Stoffhaushalt schleswig-holsteinischer Wälder.- Faun.-Ökol. Mitt. Suppl. 18, 1-200. - Kiel Jordal J.B. (1997): Sopp I naturbeitemarker I Norge. En kunnskapsstatus over utbredelse, økologi, indikatorverdi og trusler I et europeisk perspektiv. - Utredning for DN 1997-6. Direktoratet for naturforvaltning Junninen K., Smilä M., Kouki J. & Kotiranta H. (2006): Assemblages of wood-inhabiting fungi along the gradients of succession and naturalness in boreal pine-dominated forests in Fennoscandia. – Ecography 29: 75-83 Kost G. (1991): Zur Ökologie und Bioindikatorfunktion von Pilzarten in einigen Bannwäldern Baden-Württembergs, nebst Vorschlägen zum Artenschutz von Pilzen. – Schriftenr. zur Vegetationskunde 21: 161-183 Lonsdale D., Pautasso M. & Holdenrieder O. (2007): Wood-decaying fungi in the forest: conservation needs and management options. – Eur. J. Forest Res., 22 S. (Review) Ludwig E. (2001): Pilzkompendium Band 1, 758 S. – IHW-Verlag (Eching) Ludwig E. (2007): Pilzkompendium Band 2, 723 S. – Fungicon-Verlag (Berlin) Lüderitz M. & al. (1993): Kleinstandörtliche Differenzierung des waldökologischen Zustandes unter besonderer Berücksichtigung der Mykorrhizapilze. – Sachbericht DFG-Projekt „Hahnheide“, Inst. f. Bodenkde. Univ. Hamburg, 75 S. Lüderitz M. (1996):

Der Boden aus mykoökologischer Sicht: Boden – Mykorrhizapilz –

Baum; das ökologische Zusammenspiel und seine Bedrohungen, dargestellt am Beispiel des Wasserfaktors (Grundwasser). – Tagungsband „Bodenschutz in S.H. -

262

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Spannungsfeld zwischen Nutzungsinteressen“, FH Kiel, Fachbereich Landbau: S. 6671 Lüderitz M. (2000): Geländeliste Großpilze Schleswig-Holstein (Stand 1/2000) – Polykopie im Auftrag des Landesamtes f. Natur und Umwelt Schleswig-Holstein Lüderitz M. (2001):

Die Großpilze Schleswig-Holsteins – Rote Liste. Bände 1-3. –

Landesamt f. Natur und Umwelt Schleswig-Holstein (Hrsg.), ca. 230 S. – Flintbek/Kiel Lüderitz M. (2003): ausgewählte

„Mykologisch-ökologische Identifikationsanleitung und Kartierhilfe für FFH-Lebensraumtypen“

(besonders

Wald-Lebensraumtypen

u.

Signalarten-Konzept) - CD-Veröffentlichung mit Genehmigung des LANU-SH (2007), 480 S. *) Lüderitz M. (2004): Übersichtsmonitoring der Großpilze auf den Stiftungsflächen Stodthagen und Hasenmoor bei Felde. – Unveröff. Gutachten im Auftrag der Stiftung Naturschutz Schleswig-Holstein, 117 S. *) Lüderitz M. (2005): Svampar i Natura 2000-områden – ett projekt för identifiering och indikering av naturtyper.- Svensk Mykologisk Tidsskr. 26(2): 90-96 Lüderitz M. (2007): Mykologisch-ökologische Kartierung im Waldgebiet Riesewohld, Kreis Dithmarschen - ein Übersichtsmonitoring. – Unveröff. Gutachten im Auftrag des Vereins für Dithmarscher Landeskunde e.V., 155 S. *) Müller J., Engel H. & Blaschke M. (2007): Assemblages of wood-inhabitating fungi related to silvicultural management intensity in beech forests in southern Germany. – Eur. J. Forest Res., 15 S. (Original paper) *) Müller J., Bußler H & Utschick H. (2007): Wieviel Totholz braucht der Wald ? Ein wissenschaftsbasiertes Konzept gegen den Artenschwund in Totholzzönosen. – Naturschutz und Landschaftsplanung 38: 165-170 Nitare J. (2000): Signalarter. Indikatorer pa skyddsvärd skog. Flora över Kryptogamer (incl. svampar) - Skogsstyrelsens Förlag, 384 S. – Jönköping *)

263

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Nitare J. (2006): Signalarter. Indikatorer pa skyddsvärd skog. Flora över Kryptogamer (incl. svampar), 2. ergänzte Auflage - Skogsstyrelsens Förlag, 384 S. – Jönköping *) Nitare J. & Nore’n M. (1992): Nyckelbiotoper kartläggs i nytt projekt vid Skogsstyrelsen. – Svensk Bot. Tidsskr. 86: 219-226 Odor P., Heilmann-Clausen J., Christensen M. & al. (2006):

Diversity of dead wood

inhabiting fungi and bryophytes in seminatural beech forests in Europe. – Biol. Conserv. 313: 58-71 Schmid H. & Helfer W. (1999): Die Bedeutung der Naturwaldreservate für den Pilzartenschutz.- Seminarber. NUA 4: 61-78 *) Skogsstyrelsen (2004): Kontinuitetsskogar – en förstudie. - Skogsstyrelsens Förlag, 47 S. – Jönköping (im Internet: www.svo.se) Skov- og Naturstyrelsen (1994): Strategi for de danske naturskove og andre bevaringsvaerdige skovtyper. - Publ. Skov- og Naturstyrelsen – Kopenhagen Sturm K. (1995): Möglichkeiten, Probleme und Defizite der Integration naturschutzrelevanter Daten im Rahmen der Forsteinrichtung. – Schr.-R. f. Landschaftspfl. u. Natursch. 43: 231-245 - BfN, Bonn-Bad Godesberg Sturm K. (1998): Arbeitsanweisung für die zweite Aufnahme der permanenten Stichprobenpunkte (Kontrollstichprobe) im Stadtwald Lübeck. – Büro f. angewandte Waldökologie Utschick H. & Helfer W. (2003):

Vergleichende ökologische Untersuchungen mittel-

schwäbischer Pilzzönosen in Wäldern unterschiedlicher Naturnähe - Ber. d. Bay. Akad. f. Natursch. u.. Landschaftspflege (ANL) 27: 115-145 Winter S., Schumacher H., Flade M. & Möller G. (2004); F+E-Vorhaben Biologische Vielfalt und Forstwirtschaft:

„Naturschutzstandards für die Bewirtschaftung von Buchen-

wäldern im Nordostdeutschen Tiefland“ – Sachbericht. Bundesamt für Naturschutz – Bonn

264

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

*)

enthält u.a. Artenlisten zur Bioindikation mit Naturnähezeigern, Kontinuitätszeigern,

Signalarten und anderen Indikatorarten-Gruppen

265

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Teilprojekt 4.5 BRUTVÖGEL

Foto 1 Hevenbruch (südöstlicher Teil unserer Untersuchungsfläche HB – siehe Tab.1) am 30.04.2008, dem zweiten Tag nach dem Austrieb des Buchenlaubes. Als Maßstab: Knut Sturm, 183 cm. Foto: H. Ellenberg

266

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.5 Die Brutvögel von Hermann Ellenberg, Ratzeburg, nach Daten von Bernd Struwe-Juhl und Bodo Grajetzki

4.5.1 Einführung Vögel sind für Wälder als Bioindikatoren für „Struktur“ eine gut geeignete Artengruppe (z.B. Flade 1994). Sie integrieren über ihre Aktionsräume Strukturen auf Flächen in Größenordnungen von Hektaren bis Quadratkilometern. Sie sind mobil und erreichen für sie geeignete Flächen in der Regel spätestens im auf die Geburt folgenden Frühjahr. Sie sind autökologisch gut untersucht und nutzen unterschiedlichste Habitate (Riecken 1992; Müller2004). Siedlungsdichte-Kartierungen auf kleineren (10 bis 100 ha) und GitterfeldKartierungen auf mittleren bis großen Flächen liefern reproduzierbare Ergebnisse (Schuhmann 1950; Schuhmacher 1988; Hohlfeld 2006; Utschik 1984, 2004; Ellenberg et al. 1989). Vögel sind zudem - im Gegensatz zu den meisten übrigen Artengruppen - weitgehend vollständig und mit einfacher Methode erfassbar. Die

Datenerfassung

an

Stichprobe-Punkten,

wie

sie

für

die

meisten

anderen

Untersuchungen in der vorliegenden Studie handlungsleitend war, schien dagegen weniger zielführend. Punkt-Stop-Zählungen (Oelke) 1980; Bibby & Burgess 1992) würden - wegen der Größe der Vogelreviere - nicht wenige Arten erfassen, die für den Stichprobe-Punkt unbedeutend oder sogar untypisch wären. Beide Methoden, flächenhafte und punktorientierte Geländearbeit, haben ihre Nachteile und Vorteile. Wir entschieden uns für die Siedlungsdichte-Kartierung, wohl wissend, dass Randeffekte bei Untersuchungsflächen von deutlich weniger als 10 ha die Ergebnisse zunehmend beeinflussen, und auch, dass homogene Flächen von vielen Hektaren in den zu bearbeitenden Wäldern kaum zu finden sein würden. Für die Anwendung beider Methoden reichte weder die Zeit noch die verfügbare „Man-power“. Neun Untersuchungsflächen wurden mit Hilfe von Knut Sturm auf der Grundlage seiner überragenden Kenntnis der lübschen Wälder und seiner Kartenunterlagen sowie unter Beachtung der Lage der oben erwähnten Kontrollstichprobe-Punkte (forstliche Kontrollstichprobe) ausgewiesen. Unter ihnen waren auch einige mit Buchenaufwuchs im Alter von ca. 70 Jahren, weil die ursprüngliche Konzeption des DBU-Projekts, über das im

267

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

vorliegenden Band berichtet wird, auch den Vergleich jüngerer mit älteren Beständen vorsah. Die ornithologischen Geländearbeiten mussten aus methodischen Gründen bereits Ende März 2007 beginnen, um auch die früh im Jahr besonders aktiven Arten ausreichend erfassen zu können. Sie wurden deshalb vom LANU (Flintbek) vor Beginn des DBU-Projekts vorfinanziert. Für die ornithologische Feldarbeit und einen ersten Schlussbericht (30.09.2007) wurden Dipl.-Biol. Bernd Struwe-Juhl und Dipl.-Biol. Dr. Bodo Grajetzki gewonnen. 4.5.2 Material und Methode Gemäß den allgemeinen Zielen des Projekts wurden Buchenwälder auf typischen Standorten der Jungmoräne mit möglichst weitgehend vergleichbaren Böden (vergl. Beitrag IRMLER)

ausgewählt.

Sie

unterlagen

drei

verschiedenen

Nutzungsintensitäten:

Wirtschaftswald (MFN; Lübecker Modell), ohne forstliche Nutzung seit mehr als 12 Jahren (OFN-12; Hevenbruch) und ohne forstliche Nutzung seit mindestens 50, großenteils seit etwa 100 Jahren (OFN-50; Schattiner Zuschlag). Zwei Mischungstypen sollten betrachtet werden: Buchenreinbestände und –mischbestände, sowie zwei Altersstufen: „alt“ (110 - 130jähriges starkes Baumholz/Altholz) und „mittelalt“ (ca. 70-jähriges schwaches bis mittleres Baumholz). Auf den Bestandestyp „ca. 70-jähriger Buchen-Reinbestand“ mussten wir verzichten, da keine ausreichend großen Probeflächen (als unterste Grenze hatten wir 6 ha definiert) abzugrenzen waren. Angestrebt wurden Flächen von etwa 10 ha. Tabelle 1 gibt eine Übersicht über die neun ornithologischen Probeflächen.

268

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 1:

Charakteristik der neun ornithologisch untersuchten Buchenwaldflächen im Stadtwald Lübeck

Gebiet (ForstFläche Alter1) Totholz Mischung2) Bemerkung2) abteilung) (ha) (m³/ha) MFN = mit forstlicher Nutzung, Wirtschaftswald (W) WT = Taubenberg 10,4 65 5-10 Hb, Ei, u.a. „Überhälter“ (62 b1, b2) Bu, Rot-Ei 104-j. WR = Ritzerau 7,9 110 15-20 „rein“ Hallenwald, keine (35 a) Überhälter WB = Berkenstrücken 6,3 68 15 Fi, u.a. Überhälter Bu 176(60 b1) j., Ei 196-j. OFN-12 = ohne forstliche Nutzung seit mehr als 12 Jahren, NSG Hevenbruch (H) HA (21 a1, a2) 10,1 76 25 Es, Ei, Fi, wenige EiLä Überhälter HB (25 a2/a4, b1, b2) 19,1 126 35 „rein“ wenige EiHC (26 a1 mit a2 + Überhälter 11,4 113 30 Bu 136-j. Ei 138-j. a3) etliche Ei 211-j. OFN-50 = ohne forstliche Nutzung seit mehr als 50 Jahren, Schattiner Zuschlag (S) SA (119 b4/d1, d3) ca.110 70 Hb (Ei) einige Ei 172-j. 8,5 SB (119 g1, g2)

6,1

115

SC (119 a2/a1, a4, ab/b1)

7,8

60-75

70 Hb, Ei, u.a.

einige Ei 193-j.

25 Hb, Bah, FAh, Es, Ei, u.a.

in b1 Ei-Überhälter 176-j., Bu + Hb 120j.

1)

Alter des Hauptbestandes in Jahren

2)

Bu = Buche, Bah = Bergahorn, Ei = Eiche, Es = Esche, FAh = Feldahorn, Fi = Fichte, Hb = Hainbuche, Lä = Lärche, Rot-Ei = Roteiche, j = jährig.

269

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.5.3 Ergebnisse Bei gleicher Fläche ist Wirtschaftswald (MFN) deutlich Arten-ärmer als der nicht mehr bewirtschaftete Wald im Schattiner Zuschlag (OFN-50). Bei Untersuchungsflächen von 6,1 bis 10,6 ha lagen die Artenzahlen zwischen 15 bis 17 bzw. 22 bis 26 Vogelarten. Der Hevenbruch (OFN-12) enthält mittlere Artenzahlen (Tabelle 2, Abb.1). Eine Ausnahme ist die Fläche „Berkenstrücken“ (MFN), die bei kleiner Untersuchungsfläche (6,3 ha) auffällig artenreich hervorsticht. Dieser Artenreichtum ist zurückzuführen auf einige recht alte Überhälter-Eichen (> 180 Jahre) und –buchen (> 160 Jahre) sowie auf eingesprengte Fichten und weitere Mischbaumarten. Sie erklären das dortige Vorkommen von Sommer- und vor allem Wintergoldhähnchen. Die Überhälter bedingen die Anwesenheit von (u.a.) Mittelspecht, Trauerschnäpper und Kernbeißer. Star und Misteldrossel finden ihre Nahrung vor allem außerhalb des Waldes. Der Hevenbruch (OFN-12) liegt bezüglich des Artenreichtums im Mittelfeld: HA enthält einige Waldrandbewohner angewiesene

Arten

(Rabenkrähe,

Heckenbraunelle,

(Wintergoldhähnchen,

Grasmücken)

Tannenmeise)

und

und wird

auf

Fichten

deshalb

trotz

jugendlichen Buchen-Hauptbestandes (76 Jahre) relativ artenreich. Wenige deutlich ältere Eichen führen zum Vorkommen eines Mittelspecht-Paares. Auch Waldbaumläufer und Blaumeise fallen - vermutlich auch aus dieser Ursache - mit erhöhten Siedlungsdichten auf. Die „Altholz“-Untersuchungsflächen im Hevenbruch (OFN-12, HB und HC) sind mit 11 bzw. 19 ha im Rahmen unserer Untersuchung vergleichsweise groß und auch strukturell recht homogen. Sie haben noch in starkem Maße Hallenwald-Charakter mit weitgehend geschlossenem Kronendach. Mit nur 27 Arten auf (zusammen) 30 ha müssen sie eher als artenarm bezeichnet werden. Auffällig sind hier besonders die geringen Siedlungsdichten von Amseln, Singdrosseln und Rotkehlchen. Diese Befunde sind in Tabelle 2 und Abbildung 1 detailliert dokumentiert. Dabei werden, um die Vergleichbarkeit zwischen den Flächen so gut wie möglich zu gewährleisten, die Siedlungsdichten der einzelnen Arten (Anzahl Reviere pro Flächeneinheit) auf die übliche Bezugsfläche von 10 Hektar umgerechnet.

270

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abb. 1 Artenzahl und Flächengröße. Ein Versuch, die erfassten Artenzahlen bei unterschiedlichen Größen der Untersuchungsflächen „optisch“ übersichtlich und vergleichbar zu machen. Erläuterungen: HL9 = 9 ornithologische Untersuchungsflächen in den Wäldern der Hansestadt Lübeck im Kreis Herzogtum Lauenburg; H = 3 Flächen im Hevenbruch (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren, OFN-12); S = 3 Flächen im Schattiner Zuschlag (ohne forstliche Nutzung seit mehr als 50 Jahren, OFN-50), W = 3 Flächen im Wirtschaftswald (bewirtschaftete Wälder, seit 1994 nach dem „Lübecker Modell“, MFN); alt = 2 Altholzflächen in H; SA, SB, SC, HA, HB, HC, WT, WR, WB = vergleiche Tabelle 1. Die 4 „Wasservogelarten“ in HB werden hier vernachlässigt.

271

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 2:

Ergebnisse der ornithologischen Siedlungsdichte-Kartierung auf neun Probeflächen in Wäldern des Stadtwaldes Lübeck im Kreis Herzogtum Lauenburg (vergl. Tab.1). - Angaben in „Reviere pro 10 Hektar“, je 1 Revierpaar in HB von Kranich, Graugans, Stock- und Reiherente wurden in der Tabelle nicht berücksichtigt.

Gebiet → Art ↓

(Fläche, ha) Buchfink Rotkehlchen Kohlmeise Blaumeise Amsel Zaunkönig Singdrossel Buntspecht Mönchsgrasmücke Kleiber Gartenbaumläufer Waldbaumläufer Ringeltaube Zilpzalp Mittelspecht Mäusebussard Kernbeißer Sumpfmeise Tannenmeise Wintergoldhähnchen Sommergoldhähnchen Gartengrasmücke Waldlaubsänger Rabenkrähe Waldkauz Trauerschnäpper Schwarzspecht Hohltaube Fitis Heckenbraunelle Eichelhäher Kleinspecht Star Misteldrossel Grauschnäpper Kolkrabe Habicht Zwergschnäpper Weidenmeise Artenzahl Reviere pro 10 ha

Wirtschaftswald MFN WT WR WB 10,4 7,9 6,3 13,5 11,4 19,0 7,7 8,9 7,9 5,8 2,5 12,7 4,8 3,8 9,5 5,8 8,9 9,5 4,8 6,3 9,5 4,8 6,3 4,8 3,8 5,1 4,8 1,9 2,5 1,6 1,9 5,1 7,9 1,9 3,8 4,8 1,3 1,9 2,5 2,9 1,3 3,2 1,6 1,6 1,6 1,9 9,5 1,6 1,0 1,6 1,3 1,6 1,6 2,9 1,0 4,8 1,6 17 ...15 22 68,3 71,0 122,3

Hevenbruch OFN-12 HA HC HB 10,1 11,4 19,1 9,0 7,0 8,4 4,0 2,6 3,7 8,0 7,0 8,4 7,0 5,7 4,7 6,0 0,9 1,8 6,0 3,5 2,9 1,0 0,9 1,0 3,0 2,6 3,1 3,5 0,5 2,0 4,8 2,6 1,0 2,6 2,1 2,0 0,9 0,5 2,0 1,0 3,0 1,0 0,9 2,1 1,0 0,9 0,5 0,9 1,0 0,9 0,5 2,0 0,9 1,0 3,0 1,0 1,0 0,5 1,8 1,0 0,9 0,5 2,0 1,0 0,5 0,9 0,5 0,5 23 19 23 70,5 46,6 47,3

Schattiner Zuschlag OFN-50 SC SB SA 7,8 6,1 8,5 15,4 14,8 15,3 9,0 11,5 5,9 5,1 6,6 4,7 3,8 4,9 7,1 7,7 9,8 5,9 6,4 8,2 5,9 3,8 4,9 3,5 2,6 3,3 4,7 1,3 1,6 4,7 5,1 4,9 7,1 2,6 8,2 4,7 2,6 1,6 1,2 2,6 6,6 3,5 1,6 1,8 1,3 1,6 ? 1,3 5,1 3,3 3,5 1,3 1,2 1,2 1,3 1,6 1,2 1,3 1,2 2,6 3,3 5,9 2,4 4,7 1,6 1,2 1,3 1,6 2,4 1,3 1,6 1,2 1,6 3,5 22 22 26 84,8 104,7 105,6

272

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.5.4 Diskussion Es war zu prüfen, ob sich aus ornithologischer Sicht ein Gradient erkennen lässt, der sich mit der Nutzungsintensität der untersuchten Waldflächen parallelisieren lässt. Dabei ist zu berücksichtigen, dass Wälder, die nach dem Lübecker Modell bewirtschaftet werden, als strukturell ohnehin bereits relativ naturnah gelten dürfen. Man kann insofern nicht mit einem „steilen“ Gradienten rechnen. Dazu kommt, dass - trotz besonderer Sorgfalt bei der Auswahl der Untersuchungsflächen - unter dem Druck, ausreichend große Flächen für ornithologische Siedlungsdichtekartierungen zu erhalten, Inhomogenitäten in den Strukturen der Flächen in Kauf zu nehmen waren. So enthielten sieben von neun Flächen mehr oder weniger viele Bäume, die das Alter der jeweiligen Hauptbestände deutlich übertrafen, namentlich Eichen (siehe Tabelle 1: „Überhälter“). Sie tragen wesentlich zur Strukturvielfalt dieser Flächen bei. Auch das Auftreten von Mischbaumarten in den ausgewählten Flächen macht sie mehr oder weniger heterogen. Schon weniger als zehn alte Eichen können für die Ansiedlung eines Mittelspechtpaares ausschlaggebend sein, wenn sie in geeignetem Verbund stehen. Bei Fichtenvorkommen reichen oft wenige Individuen als Habitat für Goldhähnchen oder Tannenmeisen. Zu berücksichtigen ist weiterhin, dass zwischen den „Wirtschaftswäldern“ und den Waldflächen „ohne forstliche Nutzung seit mehr als 12 Jahren“ (OFN-12) im Hevenbruch nach dieser, für Waldentwicklungen eher knappen Zeit mit großen nutzungsbedingten Unterschieden in den Waldstrukturen kaum zu rechnen ist. Immerhin ist im Hevenbruch nach einem Dutzend Jahren ohne forstliche Eingriffe das Kronendach - bis auf wenige Windwürfe einzelner Bäume (oft Fichten!) - überwiegend dicht geschlossen im Gegensatz zu dem der bewirtschafteten Wälder. Hier haben Nutzungseingriffe stellenweise zu Auflichtungen im Kronendach geführt, auf die z.B. krautige Pflanzenarten (und auch Moose und Flechten) deutlich mit Zunahme reagieren (vergleiche den Beitrag von Dolnik et al. in diesem Band, Kapitel 4.3). Die im Schattiner Zuschlag seit mehr als 50 Jahren ausgebliebene Nutzung (OFN-50) hat vor allem zu einer bedeutenden Akkumulation der Holzvorräte und zum Teil auch des Totholzes geführt (vergleiche die Beiträge von Fichtner bzw. Sturm). Auch hier ist das Kronendach - bis auf wenige Ausfälle durch Absterbe-Erscheinungen oder Windwurf - im Wesentlichen dicht geschlossen. Dadurch leidet die Verjüngung offensichtlich unter Lichtmangel und in dieser Situation in besonderem Maße unter Verbiss durch Rehe und Damwild (vergleiche den Beitrag von Ellenberg in diesem Band, Kapitel 4.2), letzteres als „Wechselwild“.

273

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Wenn in diesem Beitrag von „Buchenmischwald“ oder „reiner Buche“ oder bestimmten Altersangaben die Rede ist, sei diese Charakterisierung mit dem Vorbehalt zu behandeln, dass es sich nur „überwiegend“ um solche Strukturen handelt. Ihre Benennung orientiert sich am forstlichen „Hauptbestand“, dem - wie Tabelle 1 ausweist - wesentliche weitere Elemente beigeordnet werden müssen. Trotz der eben geäußerten Vorbehalte ergaben sich einige deutliche Unterschiede im Vogelarten-Inventar der untersuchten Waldflächen: Es existieren nicht wenige Arten, die sich ausschließlich bzw. deutlich häufiger als in der Vergleichskategorie in bestimmten Waldstrukturen nachweisen ließen. Ausschließlich im „jungen“ Buchenwald (ca. 70jährig)

angetroffen

wurden

Heckenbraunelle,

Rabenkrähe,

Kleinspecht,

Star

und

Misteldrossel. Deutlich häufiger als im 110-jährigen Buchenwald gefunden wurden außerdem Tannenmeise und Zilpzalp. - Ausschließlich in „älteren“ Buchenwäldern fanden sich Grauschnäpper, Habicht, Kolkrabe, Schwarzspecht, Trauerschnäpper, Weidenmeise und Zwergschnäpper. Häufiger als im „jungen“ kamen im „älteren“ Wald Gartenbaumläufer, Mittelspecht, Kleiber und Waldkauz vor. Knapp die Hälfte (18) von insgesamt 39 erfassten Waldvogelarten scheint somit auf das Alter der untersuchten Waldbestände zu reagieren. Als Arten, die im Wirtschaftswald (MFN) nicht angetroffen wurden, aber in den nicht mehr bewirtschafteten Wäldern vorkamen, sind zu nennen: Eichelhäher, Fitis, Gartengrasmücke, Grauschnäpper, Habicht, Hohltaube, Kolkrabe, Schwarzspecht, Sumpfmeise, Waldlaubsänger, Weidenmeise und Zwergschnäpper. Von allen diesen Arten ist bekannt, dass sie auch im Wirtschaftswald vorkommen (können). Arten, die in den nicht mehr genutzten Wäldern (OFN) nicht vorkamen, die aber in den Wirtschaftswäldern nachgewiesen wurden, sind dagegen nur Star und Misteldrossel. - In der Umgebung des Schattiner Zuschlags und der Hevenbruch-Untersuchungsflächen fehlt beweidetes (das heißt: zumindest stellenweise kurzrasiges) Grünland - und damit die Nahrungsbasis für Stare. Für die Misteldrossel handelt es sich vermutlich um einen Zufallsbefund. Sie liebt Nadelholz als Beimischung, das in den untersuchten Lübecker Wäldern ohnehin nicht häufig ist. Und sie singt schon ab Februar, laut und auffällig, und kann bereits Ende März - dem Beginn der ornithologischen Feldarbeiten - unauffällig werden. Aus früheren Jahren ist mir die Art aus beiden OFN-Gebieten bekannt. Auf Unterschiede in der Nutzungsintensität der untersuchten Buchenwälder scheinen somit 14 von 39 Vogelarten zu reagieren. Dabei ist zu berücksichtigen, dass nicht wenige dieser Arten wegen ihrer relativen Seltenheit in ihrem Vorkommen in der einen oder anderen

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Wald-Kategorie auch in erheblichem Maße aufgrund von „Zufälligkeiten“ vorhanden waren oder fehlten bzw. erfasst oder übersehen wurden (siehe auch unten zum Stichwort „Gilden“). Indizes, die die Ähnlichkeiten im Vogelarten-Inventar je zweier Untersuchungsflächen charakterisieren, mögen weitere Einsichten ermöglichen. Zwei bereits lange eingeführte Indizes bieten sich an, der SØRENSEN-Index und der RENKONEN-Index (Oelke 1980, Bibby & Burgess 1992). Der SØRENSEN-Index setzt die Anzahl der auf beiden Vergleichsflächen vorkommenden Arten ins Verhältnis zur Summe der Artenzahlen beider Flächen (2 x Anzahl der gemeinsamen Arten dividiert durch die Summe aus den Artenzahlen der einzelnen Vergleichsflächen). Er kann theoretisch zwischen Null und Eins liegen (SØRENSEN-Indizes über 0,85 gehören zu den Ausnahmen). Der RENKONEN-Index addiert die Dominanzen der beiden Flächen gemeinsamen Arten, indem er bei jeder der gemeinsamen Arten den jeweils geringeren Dominanzwert berücksichtigt. Theoretisch kann dieser Index zwischen Null und 100 Prozent liegen. In der Praxis werden auch bei großer Ähnlichkeit nach SØRENSEN Werte von mehr als 80 % nur ausnahmsweise erreicht, z.B. beim Vergleich identischer Flächen von Jahr zu Jahr (Ellenberg et al. 1989). Beginnen wir mit der Arten-Identität nach SØRENSEN. Die nach dem optischen Eindruck intuitiv als am ähnlichsten empfundenen Waldflächen sind wohl die beiden Altholzflächen im Hevenbruch (OFN-12, HC und HB, vergl. Tab.1). HB gilt als „reine“ Buche, HC als Buchenmischwald, im Wesentlichen mit Eiche. Mit 0,71 fällt der SØRENSEN-Index für diese Flächen unerwartet gering aus. Die beiden Altholzflächen im Schattiner Zuschlag (OFN-50, SA und SB) stimmen in ihren Arteninventaren dagegen erheblich besser überein (0,83). Anscheinend finden im strukturell großflächig „noch“ homogenen Buchen-Hallenwald im Hevenbruch manche Arten erst auf größeren Flächen ihre ökologischen Nischen im Vergleich zum Schattiner Zuschlag mit seiner Totholz-Akkumulation. Ohne die drei Arten mit besonders großen Revieren in HB zu berücksichtigen (Habicht, Kolkrabe, Schwarzspecht, mit Revieren von je mehreren km², sie „fehlen“ auch im Schattiner Zuschlag), reduziert sich die Artenzahl in HB auf 20 - aber der SØRENSEN-Index HB/HC steigt auf 0,77, d.h. bereits in den Bereich größerer Ähnlichkeiten. „Reine“ Buchenbestände im Schattiner Zuschlag (SA) und im Hevenbruch (HB) sind dagegen mit SØRENSEN-Indizes von 0,65 bzw. 0,69 ohne Berücksichtigung der drei eben genannten Arten, deutlich weniger ähnlich in ihren Arteninventaren. Da „reine“ Buchenflächen im Wirtschaftswald nicht in ausreichender Flächengröße für ornithologische Untersuchungen definiert werden konnten, sind weitere Vergleiche „reiner“ Buchenbestände nicht möglich, wohl aber zu den Kategorien „Buche gemischt“ in beiden Altersbereichen (Tabelle 3).

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Tabelle 3:

SØRENSEN-Indizes für den Vergleich der Vogelarten-Inventare von Buchenflächen „mit Beimischung“.

Vergleich Buche 70-jährig gemischt, divers (Ei-Überhälter)

Wirtschaftswald Hevenbruch WT : HA1) 0,80

Wirtschaftswald Schattiner Zuschlag WT : SC 0,61

Buche 110-jährig WR : HC WR : SB gemischt mit Eiche u.a. 0,59 0,81 1) Buchstaben-Charakteristik für die Einzelflächen (vergl. Tab.1)

Hevenbruch Schattiner Zuschlag HA : SC 0,71 HC : SB 0,68

Relativ große Ähnlichkeiten in der Vogelarten-Ausstattung bestehen offenbar bei den jüngeren „gemischten“ Buchenflächen zwischen dem Wirtschaftswald „Taubenberg“ (WT) und einer Teilfläche des seit 12 Jahren nicht mehr genutzten Hevenbruchs (HC). Das gilt in der „älteren“ Kategorie auch für eine Teilfläche im Wirtschaftswald „Ritzerau“ (WR) und entsprechend im Schattiner Zuschlag (OFN-50, SB). - Geringe Ähnlichkeiten ergaben sich für den Vergleich der „jüngeren“ Flächen im Wirtschaftswald (MFN, WT) und im Schattiner Zuschlag (OFN-50, SC) sowie bei den „älteren“ Wäldern zwischen Teilflächen im Ritzerauer Forst (MFN, WR) und im Hevenbruch (OFN-12, HC). Ein eindeutiger „Trend“ in den SØRENSEN-Indizes für Vergleiche zwischen Wirtschaftswald und Waldflächen, die unterschiedlich lange Zeit aus der Nutzung genommen waren, lässt sich somit beim Vergleich der Artenlisten für die einzelnen Flächen nicht erkennen. Der RENKONEN-Index erfasst nicht nur die „Arten-Identität“, sondern auch Ähnlichkeiten in den Häufigkeitsstrukturen. Diese werden wesentlich bestimmt durch die Arten mit hohen Dominanzen, d.h. Arten, die mit ihren Revierzahlen relativ hohe Prozentsätze - gemessen an der Gesamtsumme der Revierzahlen aller erfassten Arten – einnehmen, also den Arten im oberen Bereich der Tabelle 2. So kann es unter Umständen trotz bereits geringerer Artenindentitäten (SØRENSEN-Index) noch zu relativ großen Ähnlichkeiten in den Häufigkeitsstrukturen (RENKONEN-Index) kommen; z.B: im Vergleich (WT : SC) der beiden etwa 70-jährigen Flächen im Wirtschaftswald und im Schattiner Zuschlag (Tabelle 4).

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Tabelle 4:

RENKONEN-Indizes (%) für den Vergleich der Vogelarten-Häufigkeiten von Buchenflächen „mit Beimischung“.

Vergleich

Wirtschaftswald Hevenbruch 1) WT : HA 76

Buche 70-jährig gemischt, divers (Ei-Überhälter) Buche 110-jährig gemischt mit Eiche u.a. 1) Vergleiche Tab. 3 und Tab. 1

Wirtschaftswald Schattiner Zuschlag WT : SC 72

Hevenbruch Schattiner Zuschlag HA : SC 62

WR : HC

WR : SB

HC : SB

59

69

64

RENKONEN-Indizes für Vergleiche der Altholz-Flächen im Hevenbruch (HC : HB) bzw. im Schattiner Zuschlag (SB : SA) sind 76 bzw. 77% relativ hoch, der für die Flächen mit „reiner“ Buche im Hevenbruch bzw. Schattiner Zuschlag (HB : SA) mit 61,5% jedoch eher niedrig. Auch für den Vergleich der Häufigkeiten der verschiedenen Vogelarten auf den Untersuchungsflächen zeichnet sich somit kein „Trend“ ab, der parallel zum Gradienten der Nutzungsintensität verliefe. Nach den Enttäuschungen mit den SØRENSEN- bzw. RENKONEN-Indizes wurde versucht, über „ökologische Gilden“ (Simberloff et Dayan, 1991) die vermuteten Trends herauszuarbeiten. Dabei werden Arten ähnlicher ökologischer Nischen zusammengefasst im Hinblick auf ihre Brutbiologie (Höhlenbrüter, Baum-/Kronenbrüter, Unterholz- und Strauchbrüter, Bodenbrüter), auf den Ort ihrer Nahrungssuche (Krone, Stamm, Luftraum, Strauchschicht, Boden, ohne Präferenz, Nahrungssuche überwiegend außerhalb des Waldes) und auf die Nahrungszusammensetzung (Pflanzen und Früchte, „alles“, tierische Nahrung - darunter Insekten und Spinnen, Wirbeltiere, Würmer und Schnecken, …). Die Bildung solcher Gilden ist geeignet, Zufälligkeiten im Vorkommen einzelner Arten auszugleichen, (s.o). Auch aus dieser Sicht lässt sich kein klarer Zusammenhang herleiten zwischen ornithoökologischen Parametern und der forstlichen Nutzungsintensität in den untersuchten Wäldern. Die „Altholz“-Flächen im Hevenbruch sind zwar relativ reich an Höhlenbrütern: um die 50% der Vogelreviere entfallen dort auf diese Kategorie. Gleichzeitig gibt es dort jedoch „absolut“ auffällig niedrige Siedlungsdichten „insgesamt“ und besonders bei den Boden- und Strauchschicht-Brütern. Letzteres führt dann rechnerisch zu den hohen HöhlenbrüterAnteilen im Hallenwald des Hevenbruchs (vergl. Tab. 2). Von den 15 erfassten Höhlenbrüterarten kommen auf den Untersuchungsflächen im Wirtschaftswald jeweils nur 5, im „untypisch“ artenreichen Berkenstrücken 8 Arten vor, im

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Hevenbruch jeweils 6, 8 bzw. 7 Arten und im Schattiner Zuschlag 7, 8 bzw. 10 Arten. Hier zeichnet sich ein leichter „Trend“ ab, der der intuitiven Erwartung entspricht: im Mittel 6 Arten pro Probefläche im Wirtschaftswald, 7 Arten im 12 Jahre nicht mehr genutzten Wald und 8,3 Höhlenbrüter-Arten pro Probefläche im mehr als 50 Jahre nicht mehr genutzten Wald. Bei den 4 Arten der Bodenbrüter gibt es zwar keine Unterschiede in den Artenzahlen zwischen Wirtschaftswald und Hevenbruch, die 3 Flächen im Schattiner Zuschlag beherbergen jedoch 3 Arten im „jungen“ und jeweils alle 4 Arten in den beiden „alten“ Waldflächen. - Angesichts insgesamt 15 nachgewiesener Höhlenbrüter-Arten sind 8 Arten nicht überzeugend viele. Und bei den Bodenbrütern spricht die insgesamt geringe Artenzahl von vier gegen einen belastbaren Trend. - Über die Nahrungsgilden ergaben sich keine interpretierbaren Zusammenhänge. Eventuell lässt sich - schließlich - über die jeweils registrierten Vogelarten und ihre Häufigkeiten die „Naturnähe“ der untersuchten Waldflächen bewerten. Zu diesem Zweck kann man die Werteskala für die Naturnähe-Indikation von Waldvogelarten heranziehen, die Utschik auf der Grundlage vieler ornithologischer Siedlungsdichte - und Punkt-StopKartierungen in bayerischen Wäldern erarbeitet hat (in Ammer et al. 2002). Diese Bewertungsskala ist unabhängig von unseren Erfahrungen im südöstlichen SchleswigHolstein entstanden und insofern wohl geeignet, ohne vorgefasste Meinungen zu Ergebnissen zu kommen. Utschik definiert wie folgt (Tabelle 5):

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Tabelle 5:

Werteskala für die Naturnähe-Indikation von Waldvogelarten

9 = reifer Wald: 8 = naturnaher Laubwald:

Hohltaube, Kernbeißer, Mittelspecht, Zwergschnäpper Eichelhäher, Fitis, Gartengrasmücke, Kleinspecht, Waldlaubsänger, Weidenmeise 7 = strukturreicher Mischwald: Blaumeise, Gartenbaumläufer, Grauschnäpper, Habicht, Kleiber, Mäusebussard, Mönchsgrasmücke, Schwarzspecht, Star, Sumpfmeise, Trauerschnäpper, Waldkauz 6 = Wald-Ubiquist: Amsel, Buchfink, Buntspecht, Heckenbraunelle, Kohlmeise, Kolkrabe, Misteldrossel, Rabenkrähe, Ringeltaube, Rotkehlchen, Singdrossel, Zaunkönig, Zilpzalp 5 = Fragmentierung des Waldes: Keine der in der vorliegenden Untersuchung erfassten Arten. 4 = Störung durch starke Öffnung des Kronenraumes: wie 5 3 = Störung durch Siedlungseinfluss: wie 5 2 = Verfremdung durch Nadelforstelement: Sommergoldhähnchen, Tannenmeise 1 = Verfremdung durch Nadelforst: Waldbaumläufer, Wintergoldhähnchen

Diese Bewertung (Tab. 5) wird von uns unverändert übernommen, auch wenn Ellenberg nach eigenen Befunden im Kreis Herzogtum Lauenburg einige Arten anders einstufen würde (u.a. Eichelhäher in Stufe 7, Mäusebussard in Stufe 6, Star in Stufe 6, Misteldrossel in Stufe 7, Sommergoldhähnchen in Stufe 7). Die Bewertung führt zu folgender Übersicht (Tabelle 6):

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Tabelle 6:

Naturnähe-Indikation („Wert“ siehe Tab. 5) für die 9 untersuchten BuchenWaldflächen in „Prozent der Reviere“. Die Summe der Revierzahlen pro 10 ha für alle Arten pro Probefläche wurde gleich 100% gesetzt (vergl. Tab.1 und Tab. 2).

Gebiet → Wert ↓

9 = reifer Wald 8 = naturnaher Laubwald 7 = strukturreicher Mischwald 6 = Wald-Ubiquist 2 = Verfremdung durch Nadelforstelement 1 = Verfremdung durch Nadelforst Summe der Reviere Prozent-Summe

Wirtschaftswald MFN WT WR WB 0 0 2,6 1,5 0 0 15,4 23,6 27,3

Hevenbruch OFN-12 HA HC HB 1,4 3,8 4,3 2,8 3,8 2,0 22,0 35,8 24,1

Schattiner Zuschlag OFN-50 SC SB SA 9,1 7,7 5,6 6,1 4,7 11,2 18,2 20,2 31,3

80,4 2,8

76,0 0

61,0 1,3

63,8 2,8

52,6 1,9

62,5 2,0

62,0 1,5

64,3 1,5

48,5 1,1

0

1,9

7,8

7,1

1,9

5,1

3,1

1,5

2,3

68,3 70,0 100,1 101,5

122,3 100,0

70,5 99,9

46,6 99,8

49,3 100,0

84,8 100,0

104,7 99,9

105,6 100,0

In dieser Betrachtung (Tab. 6) wird der Gradient der forstlichen Nutzungsintensität in seiner Wirkung auf die Verteilung der Vogelarten und ihrer Häufigkeiten in überzeugender Weise deutlich. Arten der Bewertungsstufen 8 und 9 („reifer Wald“ und „naturnaher Laubwald“) wurden im Wirtschaftswald nur zufällig und in geringer Zahl gefunden. Sie sind im seit 12 Jahren nicht mehr genutzten Hevenbruch regelmäßig in geringer Zahl vertreten und im seit 50 und mehr Jahren nicht mehr genutzten Schattiner Zuschlag insgesamt mehr als doppelt so häufig wie im Hevenbruch. Selbst in der Bewertungsstufe 7 („strukturreicher Mischwald“) scheint es noch eine Tendenz in die gleiche Richtung zu geben. In der Stufe 6 („WaldUbiquisten“) kehrt sich dagegen der Trend „naturgemäß“ um. - Durch die „Verfremdung“ durch Nadelholzbewohner sind besonders zwei Flächen betroffen: Berkenstrücken im Wirtschaftswald (WB) und die „jüngere“ Fläche im Hevenbruch (HA). Die sechs „Fernzieher“ unter den erfassten 39 Waldvogelarten, die südlich der Sahara bzw. in Indien überwintern sind übrigens alle „Naturnähe-Zeiger“: Fitis (8), Gartengrasmücke (8), Grauschnäpper (7), Trauerschnäpper (7), Waldlaubsänger (8), Zwergschnäpper (9). Sie sind auf naturnahe Wälder in besonderer Weise angewiesen. Zur Schwierigkeit, solche Trends mit ornithologischen Daten herauszuarbeiten, die parallel zum Intensitätsgradienten forstlicher Nutzung verlaufen, mögen verschiedene Umstände beigetragen haben. - Durch die „ubiquitäre“ Anwesenheit von Buntspechten in den untersuchten Wäldern, mit übrigens

recht

einheitlichen

Siedlungsdichten

-

weitgehend

unabhängig

von

der

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Waldstruktur, existieren überall Höhlen-Zimmerer für die Vielzahl der kleineren, auf Bruthöhlen angewiesenen Singvogelarten. Schwarzspechte schaffen im „Altholz“ eine ähnliche Situation für größere Höhlenbrüter wie Hohltaube und Waldkauz. Dies wird wegen der großen Reviere von Schwarzspechten allerdings nur bei großräumiger Betrachtung deutlich. •

Wegen historischer waldbaulicher Entscheidungen, vor allem im Hinblick auf Eichenförderung und Nadelholzanbau, existiert in den Wäldern der Hansestadt Lübeck ein weitverbreitetes, teilweise dicht geknüpftes „Netz“ oft bemerkenswert alter Eichen, das die Buchenwaldflächen durchsetzt. Praktisch überall, auch in den nicht mehr genutzten Flächen, stehen solche „Biotop-Bäume“, die für nicht wenige Vogelarten von Bedeutung sein können. Auch Nadelholz-, vor allem Fichten-Einsprengsel gibt es (noch) an vielen Stellen.



Das Lübecker Modell der Waldbehandlung mit seinem „Minimum an forstlicher Eingriffsintensität“

belässt

fast

überall

Bäume,

die

in

einem

intensiveren

Nutzungssystem nicht (so lange) stehen geblieben wären. Viele von ihnen mögen ebenfalls als „Biotop-Holz“ für die Ansiedlung von Vögeln von Nutzen sein. •

Über die Beimischung von anderen Baumarten in Wäldern, die nach forstlichen Kriterien als Buchenwald (Hauptbestand) angesprochen werden müssen, wurde oben schon diskutiert.

Vor dem Hintergrund der hier vorgestellten Daten und Diskussionsbeiträge wird deutlich, dass wenig oder nicht mehr genutzte Buchenwälder für eine ganze Reihe von Vogelarten wesentlich sind. Sie wurden in Tabelle 5 mit den Naturnähe-Wertstufen 7, 8 und 9 benannt. Alle sechs südlich der Sahara überwinternden „Fernzieher“ gehören in diese Kategorie. Sie werden seit Jahrzehnten seltener. Zweifellos haben sie auch im Überwinterungsgebiet zunehmend Schwierigkeiten bekommen durch die „Entwicklung“ der dortigen Wälder zu landwirtschaftlichen Nutzflächen und zu Brachen. Aber auch in ihren Brutgebieten scheint das Auffinden geeigneter Habitate offensichtlich schwieriger mit zunehmender forstlicher Nutzungsintensität.

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4.5.5 Literatur Ammer, U., K. Engel, B. Förster, M. Goßner, M. Kölbel, R. Leitl, U. Simon, U.E. Simon & H. Utschick (2002): Vergleichende waldökologische Untersuchungen in Naturwaldreservaten (ungenutzten Wäldern) und Wirtschaftswäldern unterschiedlicher Naturnähe (unter Einbeziehung der Douglasie) in Mittelschwaben. Forschungsbericht des BMBF und des Bayer. StMLF, TU München, Freisingen, 1004 S. Berndt, R.K., B. Koop & B. Struwe-Juhl (2003): Vogelwelt Schleswig-Holsteins, Bd. 5, Brutvogelatlas, Wachholtz, Neumünster, 2. Auflage. Bibby, C.J. & N.D. Burgess (1992): Bird census techniques, Academic Press, London. Ellenberg, H., M. von Einem, H. Hudeczek, H.-J. Lade; H. U. Schumacher, M. Schweinehuber, H. Wittekindt (1985): Über Vögel in Wäldern und die Vogelwelt des Sachsenwaldes. Hamburger Avifaunistische Beiträge 20, 1-5. Ellenberg, H., H. Hudecek, H.J. Lade, 1989: Zur Reproduzierbarkeit ornithologischer Siedlungsdichteuntersuchungen. Die Vogelwelt. 110,5,166-171. Fähser, L. (2002): Stadtwald Lübeck - naturnahe Waldnutzung und Wildnis von morgen. In: Evangel. Akademie Tutzing & Nationalparkverwaltung Bayer. Wald (Hrsg): Wildnis vor der Haustür. Wiss. Schriftenr. Nationalpark Bayer.Wald/Grafenau. Tagungsbericht Heft 7: 34-45. Flade, M. (1994): Die Brutvogelgemeinschaften Mittel- und Norddeutschlands. IHW-Verlag, Eching. Gatter, W. (2004): Deutschlands Wälder und ihre Vogelgesellschaften im Rahmen von Gesellschaftswandel und Umweltinflüssen. Vogelwelt 125: 151-176. Hohlfeld, F. (2006): Ornithologische Untersuchungen in einem Bann- und Wirtschaftswald vor und nach dem Sturm. Vogelwelt 127: 51-64. Müller, J. (2004): Welchen Beitrag leisten Naturwaldreservate zum Schutz von Waldvogelarten? Ornithol. Anz. 43: 3-18.

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Oelke, H. (1980): Siedlungsdichte. In: Berthold, P., E. Bezzel & G. Thielcke (Hrsg) Praktische Vogelkunde. Kilda, Greven. S. 34-45. Riecken, U. (1992): Planungsbezogene Bioindikation durch Tierarten und Tiergruppen. Schr.-R. Landschaftspflege und Naturschutz, Heft 36: 3-187. Riecken, U. (1994): Fachliche Anforderungen an Effizienzkontrollen im tierökologischen Bereich. Schr.-R. Landschaftspflege und Naturschutz, Heft 40: 51-68. Scherzinger, W. (1985): Die Vogelwelt der Urwaldgebiete im inneren Bayerischen Wald. Schr.-R. Bayer. Staatsministerium ELF 12: 188 S. Scherzinger, W. (1996): Naturschutz im Wald. Qualitätsziele einer dynamischen Waldentwicklung. Ulmer Verlag, Stuttgart. Scherzinger, W. & H.Schumacher (2004): Der Einfluss forstlicher Bewirtschaftungsmaßnahmen auf die Waldvogelwelt - eine Übersicht. Vogelwelt 125: 215-250. Schumann, H. (1950): Die Vögel der Eilenriede in Hannover und ihre Beziehung zu den Pflanzengesellschaften dieses Waldes. 99.-101. Jahresber. Naturhist.Ges. Hannover: 147-182. Schuster, A. (1985): Die Nutzung von Bäumen durch Vögel in den Altholzbeständen des bayerischen Waldes unter besonderer Berücksichtigung des Totholzes. Ber. ornithol. Arbeitsgem. Ostbayern 1: 1-131. Simberloff, D. & T. Dayan (1991): The guild concept and the structure of ecological communities. Annual Review of Ecology and Systematics 22: 115-143. Struwe-Juhl, B., B. Grajetzki (2007): Schlussbericht zum ornithologischen Teil des “Hevenbruchprojektes”. Unpubliziert. 45 S. Sturm, K. (1993): Prozessschutz - ein Konzept für naturschutzgerechte Waldwirtschaft. Z. Ökologie u. Naturschutz 2: 181-192.

283

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Sturm, K. (1995): Naturnahe Waldnutzung in Mitteleuropa. Dauerwald 12: 6-21. Südbeck, P. & T. Gall (1993): Der Mittelspecht (Picoides medius) in Schleswig-Holstein Erfassungsprobleme und ihre Konsequenzen für Bestandsschätzungen. Corax 15: 211-221. Utschick, H. (1984): Rasterkartierungen von Sommervogelbeständen zur Nutzung der Bioindikation häufiger Vogelarten. J. Ornithol. 125: 39-57. Utschick, H. (1991): Beziehungen zwischen Totholzreichtum und Vogelwelt in Wirtschaftswäldern. Forstw. Cbl. 110: 135-148. Utschick, H. (2004): Saisonale Veränderrungen der Raumnutzungsmuster von mittelschwäbischen Waldvogelzönosen. Ornithol.Anz. 43: 19-47.

284

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4.5.6 Einige Fotos

Tümpel im Hevenbruch (Fläche HC) am 30.04.2008. Solche Tümpel sind mit ihrer kontinuierlichen Emergenz von Mücken, Köcherfliegen und anderen kleinen Insekten nicht unwesentlich für Fliegenschnäpper und Mittelspechte. In HC wurden Grau- und Trauerfliegenschnäpper sowie ein Mittelspechtpaar kartiert.

Wirtschaftswald im Hallenwaldstadium (Ritzerauer Forst Abtlg. 33, Anfang April 2007)

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Großer Koberg im Hevenbruch, Horstrevier des Kolkraben (nordwestlicher Teil der Abtlg. 23), ca. 400 m südlich unserer Untersuchungsfläche HB. (Horst etwa in Bildmitte)

Vom Sturm anbrüchige Fichte nahe dem Kolkraben-Horstrevier. Die überwiegend einzeln oder in kleinen Gruppen stehenden Fichten werden von Winterstürmen „selektiert“. Sie sind bereits Habitat für Tannenmeise und Wintergoldhähnchen.

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Den nördlichen Teil des Schattiner Zuschlags entwässert ein überwiegend tief eingeschnittener Bach, 30.04.2008.

Stehendes Totholz (hier: Buche) ist als Nahrungsgrundlage für Spechte wichtig (Hevenbruch, Anfang April 2008). Käferlarven werden gezielt herausgehackt

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Seeadler wohnen in einem der etwas abgelegeneren Wirtschaftswälder. Im Spätwinter sitzen sie gerne in der Nähe ihres Horstes und kontrollieren die Umgebung.

Kraniche brüten im Lauenburgischen in vielen der tieferen Waldtümpel. Im Vorfrühling sind sie auf Grünland leicht beobachtbar.

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Im Raum Schattin haben sich seit einigen Jahren Nandus angesiedelt, nachdem sie aus einer „Straußenfarm“ westlich der Wakenitz freigekommen waren. Sie brüten erfolgreich. Auch Waldflächen gehören zum Aktionsraum. Im Schattiner Zuschlag wurden mehrere Mauserfedern gefunden.

289

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ˆ

Auch in den Wirtschaftswäldern stehen vielerorts „Biotopbäume“, oft Individuen mit großem Durchmesser und mit Totholzstellen. Diese Buche steht am Rand von Abtlg. 60 in Berkenstrücken. Sie enthält eine Mittelspechthöhle.

290

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Teilprojekt 4.6 Bodenparamter und Bodenfauna von Susanne Vahder und Ulrich Imler

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.6 Bodenparameter und Bodenfauna

4.6.1 Einleitung Der Waldboden steht in engem Kontakt und stetigem Austausch mit den weiteren biotischen und forstwissenschaftlichen Kompartimenten des Waldes, die in den anderen angeführten Teilprojekten bearbeitet wurden. Der direkte Einfluss des Bodens auf die Bäume und umgekehrt der Bäume auf den Boden macht ihn zu einem idealen Indikator für Veränderungen in der Wuchsdynamik und Gesundheit der Pflanzen. Damit können anhand von Bodenparametern Schlussfolgerungen zu Nutzungserträgen und Naturnähe und deren bevorstehenden oder zurückliegenden Veränderungen getroffen werden. Aus diesem Grund hat die Bodenökologie schon seit langem eine eigene Stellung in der Forstwissenschaft eingenommen (Aaltonen 1948, Rehfuess 1981). Um eine konkrete Vorstellung von der Umsetzbarkeit dieser ökologischen Beziehungen in der Praxis zu bekommen, wurden in diesem Teilprojekt verschiedene bodenkundliche und bodenbiologische Parameter in Wäldern unterschiedlicher Nutzungsintensität aufgenommen, ausgewertet und miteinander verglichen. Die Auswahl der Parameter in diesem Teilprojekt richtete sich in erster Linie nach deren Aussagefähigkeit im Zusammenhang mit dem Thema des Gesamtprojektes und der Möglichkeit der Verbindung mit den anderen Teilprojekten. In Abbildung 4.6 – 1 sind die in diesem Teilprojekt untersuchten Parameter dargestellt. Die Pfeile zeigen Zusammenhänge zwischen den Parametern auf. In den unterbrochenen Kästchen sind mögliche äußere Einwirkungen aufgeführt, die in diesem Teilprojekt nicht untersucht wurden. Nur einige dieser Faktoren lassen sich durch forstliche Tätigkeit direkt oder indirekt beeinflussen. Naturnahe Waldwirtschaft orientiert sich hinsichtlich der Naturnähe an Urwäldern vergleichbarer Standorte. Sie geht davon aus, dass sich ungenutzte Wälder ohne anthropogene Störungen langfristig diesem Zustand annähern (Burschel & Huss 2003, Scherzinger 1996). Wie schnell diese (Rück-) Entwicklung vor sich geht und in welchen Werten sie sich für uns messbar ausdrückt, ist allerdings noch weitgehend unbekannt. Einen entscheidenden Einfluss auf den Boden hat die anthropogene Versauerung, die durch den Austrag von Biomasse bei der Waldbewirtschaftung entsteht (Wild 1993). In den unbewirtschafteten Wäldern könnte daher der Versauerungsprozess etwas verlangsamt worden sein, wodurch der pH-Wert im Vergleich zu bewirtschafteten Wäldern höher liegen könnte. Bei höheren pH-Werten kann sich der Streuabbau beschleunigen, also die Streuauflage

verringern.

Endogäische

Regenwürmer

kommen

unter

stark

sauren

292

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Bedingungen nicht mehr vor, ihre Dichte steigt auf basischeren Standorten an. Bei einer Erhöhung des pH-Wertes wird daher auch die organische Substanz schneller abgebaut. Die Höhe der Streuauflage kann zudem durch die vorkommenden Baumarten bedingt sein, deren Streu unterschiedlich schnell abgebaut wird, und selbst unterschiedliche pH-Werte aufweist. Durch die Einstellung der Befahrung mit schweren Maschinen für die Forstwirtschaft vermindert sich voraussichtlich die Bodenverdichtung. Dies wirkt sich positiv auf Bodenfauna und –flora aus. Durch die Speicherung von CO2 in der Holzmasse und im Humus des Bodens könnten die Ergebnisse nicht zuletzt eine Aussage über die Rolle der Waldböden in der aktuellen Klimadiskussion enthalten und eventuell einen Hinweis darauf geben, welche Möglichkeiten der Einflussnahme durch die Waldbewirtschaftung auf die CO2-Speicherung im Humuskörper der Waldböden enthalten sind. Alle aufgenommenen Parameter hängen eng miteinander zusammen. Verändert sich einer dieser Parameter im Wald, werden auch die anderen auf unterschiedliche Weise beeinflusst. Die Ursache für die Veränderung der Bodenparameter ist in unserer heutigen Kulturlandschaft vielfach in menschlicher Tätigkeit zu suchen. Gerade die in SchleswigHolstein sehr kleinen Waldgebiete reagieren verhältnismäßig schnell auf anthropogene Eingriffe wie zum Beispiel Nutzungsveränderungen.

• Bodenkörnung • Befahrung

Bodendichte

• Windabtrag Pufferung des Niederschlags

Bodenlockerung Versauerung endogäische Regenwürmer

pH-Wert Atmung und Zersetzung

• Ausgangssubstrat • Baumartenzusammensetzung • Versauerung durch natürliche Prozesse • Forstliche Nutzung • Anthropogene Immissionen

epigäische Regenwürmer

fressen Humus Humusgehalt des Oberbodens

fressen Streu

Streuauflage

Umsetzung

• Bestand: Bestockungsgrad, Alter, Arten • Pflanzendecke

• Wasserhaushalt des Bodens

Abbildung 4.6 – 1: Zusammenhänge der aufgenommenen Parameter und mögliche äußere Einwirkungen.

293

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4.6.2 Methodik Für die Wahl der verschiedenen Aufnahmenverfahren musste auf wenig zeitaufwendige Methoden zurückgegriffen werden, da das Projekt auf ein Jahr begrenzt war. Die Freilandaufnahmen erfolgten abhängig von der Jahreszeit. Dies liegt hauptsächlich an den Aktivitätszeiträumen der Regenwürmer und der damit verbundenen jahreszeitlich eingeschränkten Erfassung. Daher wurden während der vorgegebenen Zeit von einem Jahr vier Probennahmen vorgenommen: Die erste erfolgte am 5.-7. und 10./11. September 2007, die zweite am 4./5. und 8.-10. Oktober. Die dritte Probennahme fand am 5., 7./8. und 12. November und die vierte am 10. und 14.-16. April 2008 statt. Sämtliche gewonnen Daten wurden später zu den sechs Gruppen der Nutzungsformen (MFN,

OFN-12, OFN-50)

in Kombination mit

den Bestandestypen (rein, misch)

zusammengefasst und ausgewertet.

4.6.2.1 Standortskartierung und Baumarten Für die Auswahl der Probepunkte nach Bewirtschaftungsintensität und Bestandestypen, wurde die Einteilung der Probepunkte durch das Forstamt Lübeck verwendet. Die drei Nutzungsformen Wirtschaftswald (MFN = mit forstlicher Nutzung), Hevenbruch (OFN-12 = ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und Schattiner Zuschlag (OFN-50 = ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren) sowie die Einteilung in Reinbestände (Buche) und Mischbestände (Buche mit Eiche, Esche, Hainbuche und / oder Edellaubbaumarten) wurde übernommen. Daten der Standortskartierung lagen aus der Forsteinrichtung vor, die im Zusammenhang mit den bodenkundlichen und bodenbiologischen Untersuchungen ausgewertet wurden. Dabei wurde der ‚Geländeökologische Schätzrahmen der Forstlichen Standortsaufnahme für das Pleistozäne (Diluviale) Tiefland’ verwendet. Dieser gibt Einteilungen für Wasserhaushalt, Nährstoffversorgung und Bodenart an. Die Zuordnung der Probepunkte zu den Standortsparametern liegt abteilungsweise vor. Die vorliegenden Standortstypen wurden zu Gruppen zusammengefasst (Tabelle 4.6 – 1). Für die Darstellung von Zusammenhängen zwischen den Parametern Nutzungsformen und Bestandestypen und den Kriterien der Standortskartierung wurden den Kategorien von Wasserhaushalt, Nährstoffversorgung und Bodenart ganze Zahlen zugewiesen (Tabelle 4.6 – 2). Beim Wasserhaushalt zeigen höhere Werte trockenere Standorte an. Die Nährstoffversorgung

wird

auf

Standorten

mit

höheren

Werten

besser,

und

die

Körnungsgröße der Bodenart nimmt mit zunehmenden Werten ab.

294

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Bei Aussagen zu den Daten der Standortskartierung muss beachtete werden, dass diese abteilungsweise vorliegen. Daher kann es vorkommen, dass einzelne Probepunkte unterschiedlich stark von dieser Zusammenfassung abweichen. Tabelle 4.6 – 1: Zusammenfassung der Standortstypen zu Gruppen.

Gruppe von Standortstypen Wasserhaushalt grundwasserbeeinflusst stauwasserbeeinflusst grund- und stauwasserfrei Nährstoffversorgung ziemlich gut versorgt gut versorgt Bodenart lehmige Sande sandige Lehme

Schluffe Mergel

enthält die Standortstypen mäßig grundwasserbeeinflusste, grundfrische Standorte, schwach bis sehr schwach grundwasserbeeinflusste, grundfrische Standorte schwächer wechselfeuchte bis staufrische Standorte, stärker wechselfeuchte bis staufeuchte Standorte sehr frische und nachhaltig frische Standorte, frische und vorratsfrische Standorte ziemlich gut versorgt gut versorgt schwächer und besser verlehmte Sande, kiesige Sande, geschiebeführende Sande mit Lehmunterlagerung, anlehmiger bis verlehmter Sand verlehmte Sande und sandige Lehme (auch schluffig, tonig, kiesig oder steinig) mit stark anlehmiger bis verlehmter Sandüberlagerung, verlehmter Sand bis sandiger Lehm, mit Sandlöß- oder Lößüberlagerung und mit Unterlagerung von tonigem Lehm oder Ton schluffige Feinstsande, Schluffe, Tone mit Lehmüberlagerung kalkhaltige Sande, Lehme und Tone mit stark anlehmiger bis verlehmter Sandüberlagerung und Geschiebelehm über Geschiebemergel und Mergelkies/-sand

Tabelle 4.6 – 2: Den Standortskriterien zugewiesene Kategorien.

Kategorie Wasserhaushalt grundwasserbeeinflusste Standorte stauwasserbeeinflusste Standorte grund- und stauwasserfreie Standorte Nährstoffversorgung ziemlich gut versorgt gut versorgt Bodenart Lehmige Sande Sandige Lehme Schluffe Mergel

1 2 3 1 2 1 2 3 4

Aus der Kontrollstichprobe des Forstamtes Lübeck wurden die Anzahl und Arten der an den Probepunkten aufgenommenen Bäume entnommen, um Zusammenhänge mit den Aufnahmeparametern zu überprüfen. Dabei wurden die Angaben „Ei“ und „SEi“ zu „Eiche“

295

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

und „Lä“, „ELä“ und „JLä“ zu „Lärche“ zusammengefasst. Auf eine Unterscheidung von Hauptbestand, Zwischen- und Unterstand wurde verzichtet. Daher können sich von der Stichprobenkontrolle abweichende Mischbaumanteile ergeben. Die Größe der Stichprobenpunkte richtet sich nach dem Durchmesser der Bäume (Kontrollstichprobe Forstamt Lübeck). Je weiter ein Baum vom Stichprobenpunkt entfernt steht, desto größer muss sein Durchmesser sein, damit er in die Messung aufgenommen wird (Tabelle 4.6 – 3). Die Bäume wurden nach der Zersetzungsrate ihrer Streu eingeteilt (Wittich 1961) (Tabelle 4.6 – 4). Tabelle 4.6 – 3: Aufnahmeradius der Bäume in der Kontrollstichprobe des Forstamtes Lübeck.

BHD (cm) 7-20 20-30 > 30

Radius (m) 5,64 7,98 12,62

Tabelle 4.6 – 4: Geschwindigkeit der Streuzersetzung von Bäumen.

Zersetzungsgeschwindigkeit sehr rasch rasch mittel langsam sehr langsam

Baumart Esche, Roterle Hainbuche, Bergahorn, Winterlinde Birke Rotbuche, Eiche Lärche, Fichte, Douglasie, SitkaFichte

4.6.2.2 Abiotische Parameter Folgende abiotische Parameter des Bodens wurden gemessen: pH-Wert, Glühverlust als Indikator für den Anteil organischer Substanz im mineralischen Horizont, Höhe der Streuauflage und Eindringwiderstand als Indikator für die Bodenverdichtung.

4.6.2.2.1 pH-Werte und Humusgehalt Um den pH-Wert und den Humusgehalt des Bodens zu messen, wurden während der Probennahme Anfang September 2007 Proben aus dem oberen mineralischen Horizont des Bodens entnommen. Mit einem Bohrstock wurde eine Bodensäule von 10 cm Länge und 6 cm Durchmesser am Probenpunkt entnommen. Die Bodenabschnitte von 0-5 cm und 5-10 cm Tiefe wurden jeweils in Plastikbeutel verpackt und zur weiteren Auswertung im Labor zwischengelagert. Zur Bestimmung des pH-Wertes wurden die Bodenproben bei 35° C getrocknet und anschließend auf 2 mm Korngröße gesiebt. 5 ml Bodensubstanz wurden jeweils abgemessen und mit Calciumchloridlösung c(CaCl2) = 0,01 mol/l auf 50 ml aufgefüllt. Ca. zwei Minuten wurde die Lösung verrührt, um danach 10-12 Std. zu ruhen. Die so vorbehandelten

296

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Proben wurden mit dem ‚Mikroprozessor – Hochleistungs – pH-Meter pMX 2000/pH der Wissenschaftlich-Technischen Werkstätten GmbH’ gemessen. Als Näherungswert für den Anteil organischer Substanz im Mineralboden wurde der Glühverlust bestimmt. Jeweils 5 g Bodensubstanz wurden bei 105° C getrocknet und dann bei 430° C geglüht. Der Glühverlust (GV) ergibt sich nach % GV = (TG-GG) / TG x 100 wobei TG = Trockengewicht, GG = Gewicht nach dem Glühen. Er wird als Indikator für die organische Substanz in Prozent vom Trockengewicht angegeben.

Tabelle 4.6 – 5: Einteilung der Werte für den Glühverlust nach Bezeichnungen für den Humusgehalt des Bodens.

Bezeichnung stark humos sehr stark humos anmoorig torfig

Anteil der organischen Substanz (%) 2,5-5 5-15 15-30 >30

Die Werte für den Anteil der organischen Substanz wurden nach den Bezeichnungen für Humusgehalte in Böden unterteilt (Erlbeck et al. 2002) (Tabelle 4.6 – 5).

4.6.2.2.2 Höhe der Streuauflage Die Höhe der Streuauflage an den einzelnen Probepunkten wurde während der Probennahme Anfang September ermittelt. In einem Radius von 10 m um die Probepunkte wurde an fünf zufällig gewählten Punkten die Humusauflage bis zum Ah-Horizont angegraben und die Streuauflage mit Hilfe eines Zollstockes vermessen. Der Zeitpunkt im September wurde gewählt, da zu dieser Zeit der herbstliche Streufall noch nicht eingesetzt hat, und die jährliche Dekompositionsleistung weitgehend beendet ist. Im Oktober setzt bereits der neue Streufall ein und kann so die Messung der Auflage verfälschen.

4.6.2.2.3 Bodendichte

Die Messung des Eindringwiderstandes erfolgte mittels eines Penetrometers. Das ‚Bush Soil Penetrometer SP1000 Version 1.0 von Eijkelkamp Agrisearch Equipment’ misst den Eindringwiderstand in N/cm2, mit der ein zugespitzter Konus in den Boden gedrückt wird. Da die Messungen zum Vergleich zwischen den unterschiedlichen Nutzungsformen und

297

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Bestandestypen verwendet wurden, reicht der Eindringwiderstand als Indikator für die Bodendichte aus. Die Ergebnisse wurden zur besseren Vergleichbarkeit in MPa umgerechnet. Die Bodendichte wurde während der Probennahme Anfang Oktober 2007 aufgenommen. An jedem Probepunkt wurden an jeweils 10 zufälligen Punkten in einem Umkreis von 10 m Messungen mit dem Penetrometer vorgenommen. Bei jeder Probe wurde je 1 cm Bodentiefe eine Messung durchgeführt bis zu einer maximalen Tiefe von 30 cm. Diese Bodentiefe wurde gewählt, um einen Bezug zum Regenwurmvorkommen zu setzen, das auch bis zu 30 cm Tiefe erfasst wurde. Die einzelnen Messungen wurden bei der späteren Auswertung zu je 5 cm-Schritten zusammengefasst. Dies erfolgte in Anlehnung an die Bodenproben, die zur pHWert-Messung und zur Messung des Anteils der organischen Substanz in 0-5 cm bzw. 5-10 cm Tiefe aufgenommen wurden. Fehler bei der Messung mit dem Penetrometer ergeben sich aus der Vorgabe einer maximalen Drucklast von 50 kg, die das Gerät misst. Bei Unterbrechungen in der Messung wegen Steinen oder Wurzeln im Boden oder einer zu starken Verdichtung, musste die gesamte Messung verworfen und eine neue aufgenommen werden. An einigen Messpunkten wurde eine unvollständige Messung vorgenommen, wenn sich nach mehreren Versuchen die untersten Horizonte als so dicht erwiesen, dass man nicht mehr mit einer vollständigen Messung über den gesamten Tiefengradienten rechnen konnte. Die Messungen beginnen bereits auf der Streuauflage, daher wurde die Streuhöhemessung pro Punkt später von der Messung des Eindringwiderstandes abgezogen, wodurch sich die Messtiefe auf 20 cm verringerte. Die Ergebnisse zum Eindringwiderstand zeigten einen starken Einfluss durch die unterschiedlichen Nutzungsformen. Der Vergleich mit anderen Parametern und zwischen den

Bestandestypen

wurde

dadurch

erschwert.

Daher

wurde

ein

nivellierter

Eindringwiderstand berechnet, um diesen Einfluss nach Möglichkeit zu verringern. Dazu wurde je Tiefenstufe der Mittelwert über alle Nutzungsformen gebildet. Dann wurden die Differenzen zwischen diesem Mittelwert und den Mitteln der Tiefenstufen für die einzelnen Nutzungsformen berechnet. Diese Differenz wurde zu den Mittelwerten der einzelnen Probepunkte je Nutzungsform und Tiefenstufe addiert.

298

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.6.2.3 Biotische Parameter Die erfassten biotischen Parameter beinhalten die Dichte und Arten der im Boden vorkommenden Regenwürmer, insbesondere ihre Einteilung in epigäische und endogäische / anözische Arten, sowie deren Gesamtbiomasse. 4.6.2.3.1 Dichte und Arten der Regenwürmer Um die Arten und Dichte der Regenwürmer (Familie Lumbricidae) an den Probepunkten zu erfassen, wurden zwei unterschiedlich Verfahren angewandt. Zunächst wurde am Probepunkt ein Stechrahmen, der eine Fläche von 0,1 m2 einschließt, aufgestellt. Aus diesem Rahmen wurde die Streuauflage entnommen und für Transport und Lagerung in Plastikbeutel verpackt. Im Labor wurden die Streuproben später auf Regenwürmer durchsucht, diese aussortiert und in 70 %igem Alkohol zwischengelagert. Auf der gleichen Fläche, auf der die Streuproben genommen wurden, wurden Bodenproben zur Erfassung der im Boden lebenden Regenwürmer entnommen. Dazu wurde der durch den Stechrahmen eingeschlossene Boden bis auf 30 cm Tiefe ausgehoben und auf eine weiße Unterlage verfrachtet. Vor Ort wurden die Regenwürmer per Hand aussortiert und direkt in Alkohol konserviert. Auf eine weitere Untersuchung mittels der Elektro-OktettMethode oder der Formalin-Methode wurde wegen der hohen Anzahl der Probepunkte verzichtet. Erfahrungsgemäß liefert die Elektro-Oktett-Methode auch keine zuverlässigen Resultate, insbesondere wenn der Boden zu trocken ist. Die Formalin-Methode wird zwar als zusätzliche Methode zur Handauslese empfohlen, verbot sich aber im vorliegenden Projekt wegen der hohen Probenzahl und der Giftigkeit des Formalins. Die zusätzliche Anwendung der

Formalin-Methode

liefert

auch

nur

ergänzende

Ergebnisse,

wenn

sich

die

Regenwurmfauna durch das Vorkommen von anözischen Arten auszeichnet. Hiervon konnte man aber in den Waldflächen nicht ausgehen, so dass der mögliche Fehler nur sehr gering ist. Sowohl aus den Streu- als auch aus den Bodenproben wurden die Regenwürmer im Labor bestimmt und gezählt. Einige der Regenwürmer waren während der Probennahme so beschädigt worden, dass sie nicht mehr bestimmt werden konnten. Diese Tiere flossen zwar in die Berechnungen zur Gesamtanzahl und Biomasse mit ein, konnten bei Untersuchungen zu den Lebensformen allerdings nicht zugeordnet werden. Bei

der

weiteren

Datenverarbeitung

interessierte

hauptsächlich

der

Einfluss

der

Regenwürmer auf die Bodenbeschaffenheit. Daher wurden die Regenwurmarten in zwei Gruppen gemäß ihrer Lebensformen zu epigäischen und endogäischen / anözischen Arten zusammengefasst.

299

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.6.2.3 2 Biomassebestimmung Die Biomasse der Regenwürmer wurde pauschal pro Punkt erhoben. Es lässt sich also keine Auftrennung nach Lebensformen vornehmen. Zunächst wurden die Regenwürmer bei 105° C getrocknet und anschließend das Trockengewicht bestimmt. Daraufhin wurden sie im Muffelofen bei 450° C verglüht. Die Differenz zwischen Trockengewicht und Glühgewicht ergibt die Biomasse in Gramm. Die Ergebnisse zur Dichte und Biomasse der Regenwürmer werden zur besseren Vergleichbarkeit pro 1 m2 angegeben.

4.6.2.4 Statistische Auswertung Die statistische Verarbeitung der Daten erfolgte mit dem Programm ‚STATISTICA 6.0’. Lag eine Normalverteilung der Daten und deren Varianzhomogenität vor, wurde eine ANOVA/MANOVA durchgeführt, um den Effekt der Nutzungsformen und Bestandestypen zu analysieren. Anschließend wurden für die Bestimmung von homogenen Gruppen und signifikanten Differenzen der ‚Fisher LSD Test’ oder, beim Vergleich zweier Mittelwerte, der t-Test verwendet. War die Normalverteilung nicht erfüllt, wurden die Daten vor der Mittelwertberechnung logarithmiert, um eine Normalverteilung zu erreichen und den geometrischen Mittelwert zu berechnen. In den Abbildungen und Tabellen sind die Daten zur besseren Vergleichbarkeit entlogarithmiert angegeben. Bei der Darstellung von Ergebnissen mit Hilfe der ANOVA/MANOVA wurden diese nur übernommen, wenn Varianzhomogenität gegeben war oder, wenn dies nicht der Fall war, wenn kein Zusammenhang zwischen Mittelwert

und Standardabweichung

Normalverteilung

der

Werte

bestand. Wenn es

durch

Transformation

nicht zu

möglich war,

erreichen

oder

eine eine

Varianzhomogenität nicht gegeben war, wurde der Median-Test verwendet. Für die Berechnung der Signifikanzen ohne Varianzhomogenität der Daten wurde der Mann-Whitney U-Test, beim Vergleich von mehr als zwei Gruppen mit Bonferroni-Korrektur, angewandt. Um Zusammenhänge zwischen den Werten zweier Parameter aufzuzeigen, wurde die Spearmans Rangkorrelation verwendet. Bei der Bildung von pH-Wert-Gruppen in den Abbildungen 4.3 – 20, – 21 und – 22 wurden zwei Messwerte weggelassen, da sie jeweils eine eigene und damit nicht repräsentative Gruppe gebildet hätten. Für die entsprechende MANOVA wurden die pH-Wert-Gruppen < 3,1, 3,1 – 3,4 und > 3,4 verwendet.

300

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.6.3 Ergebnisse 4.6.3.1 Standortkartierung und Baumarten 4.6.3.1.1 Standortkartierung Die Standortskartierung gibt Werte für den Wasserhaushalt, die Nährstoffversorgung, Bodenart und Lagerungsverhältnisse an. Die Standortsbedingungen in den untersuchten Wäldern sind Tabelle 4.6 – 6 zu entnehmen. Bei dieser Auflistung fällt zunächst auf, dass der gesamte Schattiner Zuschlag nur mit einem Standortstyp ausgewiesen ist: stauwasserbeeinflusste, gut versorgte Mergel. Es besteht also kein Unterschied zwischen den Bestandestypen hinsichtlich des Standortes im Schattiner Zuschlag. Im Hevenbruch überwiegen die grund- und stauwasserfreien, ziemlich gut versorgten Standorte auf sandigen Lehmen. Die Mischbestände des Hevenbruchs sind zu einem großen Teil grundwasserbeeinflusst. In den Wirtschaftswäldern ist eine Mischung von Standortstypen aus dem Hevenbruch und dem Schattiner Zuschlag enthalten. Dies liegt auch daran, dass in den Wirtschaftswäldern die meisten Stichprobenpunkte angesiedelt sind. Die Verteilung der Standortskriterien nach Nutzungsformen und Bestandestypen ist in den Abbildungen 4.6 – 2, – 3 und – 4 dargestellt. Der Einfluss des Wassers verstärkt sich vom Wirtschaftswald Lübeck über den Hevenbruch zum Schattiner Zuschlag. Die Mischbestände sind im Wirtschaftswald und im Hevenbruch durchschnittlich feuchter als die Reinbestände. Die Nährstoffversorgung ist im Schattiner Zuschlag am besten, im Hevenbruch am schlechtesten. Im Wirtschaftswald und im Hevenbruch ist ein größerer Anteil der Mischbestände besser mit Nährstoffen versorgt als bei den Reinbeständen. Die Substratkörnung ist im Hevenbruch im Mittel am gröbsten. Nur fünf Stichprobenpunkte werden zur Bodenart Mergel gezählt. Im Schattiner Zuschlag liegt im Durchschnitt die feinste Bodenkörnung vor. Dabei weist ein größerer Anteil der Mischbestände im Wirtschaftswald und im Hevenbruch eine geringere Korngröße auf als bei den Reinbeständen. Im Vergleich der drei Nutzungsformen ist der Schattiner Zuschlag im Mittel der Wald mit der besten Wasser- und Nährstoffversorgung und der geringsten Korngröße. Dabei besteht kein Unterschied zwischen Rein- und Mischbeständen. Die Stichprobenpunkte des Hevenbruchs verfügen durchschnittlich über eine schlechtere Wasser- und Nährstoffversorgung und gröbere Bodenkörnung als die Wirtschaftswälder. Die Standortbedingungen im Hevenbruch und im Schattiner Zuschlag unterscheiden sich stark voneinander. Im Hevenbruch und in den Wirtschaftswäldern ist ein größerer Anteil der Mischbestände besser mit Wasser und

301

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Nährstoffen versorgt und mit einer geringeren Korngröße versehen als bei den Reinbeständen. Tabelle 4.6 – 6: Anzahl der Probepunkte pro Standortkriterium nach Nutzung und Bestand.

Reinbestände OFN-12 OFN-50

MFN 1

2

6

4

13

9

9 11

13 2

1 6 1 12

4 10 1

10

7

10

4 16

8 5

10

3 1 16

100% 90%

80%

80%

70%

70%

40% 30% 20% 10%

7

9

90%

50%

6

9

100%

60%

Mischbestände OFN-12 OFN-50

2

Anteil Probepunkte

Anteil Probepunkte

Wasserhaushalt grundwasserbeeinflusste Standorte stauwasserbeeinflusste Standorte grund- und stauwasserfreie Standorte Nährstoffversorgung Ziemlich gut versorgt Gut versorgt Bodenart Lehmige Sande Sandige Lehme Schluffe Mergel

MFN

7

1 8 4

7

60% 50% 40% 30% 20%

Kategorie 1 Kategorie 2

10%

Kategorie 3 rein

misch MFN

Kategorie 1 Kategorie 2

0% rein

misch

OFN-12

rein

misch

OFN-50

Abbildung 4.6 – 2: Anteil der Kategorien des Wasserhaushalts nach Nutzungsformen und Bestandestypen (Kategorien s. Tabelle 4.6.3 – 2).

0% rein

misch MFN

rein

misch

OFN-12

rein

misch

OFN-50

Abbildung 4.6 – 3: Anteil der Kategorien der Nährstoffversorgung nach Nutzungsformen und Bestandestypen (Kategorien s. Tabelle 4.6 – 2).

302

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

100% 90% 80%

Anteil Probepunkte

70% 60% 50% 40% 30% 20% 10%

Kategorie 1 Kategorie 2 Kategorie 3 Kategorie 4

0% rein

misch MFN

rein

misch

rein

OFN-12

misch

OFN-50

Abbildung 4.6 – 4: Anteil der Kategorien der Bodenart nach Nutzungsformen und Bestandestypen (Kategorien s. Tabelle 4.6 – 2).

4.6.3.1.2 Baumarten Aus den Daten der Kontrollstichprobe des Forstamtes Lübeck konnten die Baumarten und deren Anzahl pro Probepunkt entnommen werden (Tabelle 4.6 – 7). Unter Einbeziehung aller Nutzungsformen und Bestandestypen nehmen die Mischbaumarten einen Anteil von 3,8 % bis 42,2 % ein. In den Reinbeständen liegt ihr Anteil im Schattiner Zuschlag über doppelt so hoch wie in den Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch. In den Mischbeständen sind die Mischungsanteile in den Wirtschaftswäldern am niedrigsten und im Schattiner Zuschlag am höchsten. Die Anzahl der verschiedenen Arten liegt im Schattiner Zuschlag in den Rein- und Mischbeständen mit jeweils vier Arten gleich hoch. In den Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch kommen in den Mischbeständen mehr Mischbaumarten vor als in den Reinbeständen. Nadelbäume sind im Hevenbruch in Rein- und Mischbeständen vorhanden sowie zu einem geringen Anteil in den Mischbeständen der Wirtschaftswälder. In Tabelle 4.6 – 8 sind die Baumartenanteile nach der Geschwindigkeit ihrer Streuzersetzung eingeordnet. In den Reinbeständen wird in allen Nutzungsformen über 90 % der Streu „langsam“ bis „sehr langsam“ zersetzt. In den Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch sind es unter 2 % der Streu, die schneller als „langsam“ zersetzt wird. Dagegen sind es in den Reinbeständen des Schattiner Zuschlags fast 8 %. In den Mischbeständen fallen in den Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch zwischen 11 % und 12 % der Streu in die Zersetzungsgruppen „sehr rasch“ bis „mittel“, im Schattiner Zuschlag sind es 25 %. Mischund Reinbestände unterscheiden sich damit in allen Nutzungsformen deutlich in der Zersetzbarkeit ihrer Streu.

303

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 4.6 – 7: Anteil der Baumarten (%) an den Probepunkten nach Nutzungsformen und Bestandestypen sowie die Anzahl der an den Probepunkten aufgenommenen Bäume.

Rotbuche Eiche Hainbuche Esche Bergahorn Winterlinde Roterle Birke Lärche Fichte Douglasie Sitka-Fichte Summe Anzahl

MFN 95,9 2,4 0,6 0,6

Reinbestände OFN-12 95,7 2,1

OFN-50 90,9 1,1 6,8

0,7

MFN 72,5 15,2 2,8 6,6 1,9

Mischbestände OFN-12 68,5 15,4 2,1 3,5 4,9

0,5

0,7

OFN-50 59,2 15,8 22,4 2,6

0,6 1,1 0,7 0,7

2,1 1,4 0,5

170

140

176

211

1,4 143

76

Tabelle 4.6 – 8: Anteil der Bäume (%) mit unterschiedlicher Streuzersetzung nach Nutzungsformen und Bestandestypen.

sehr rasch rasch mittel langsam sehr langsam

MFN 0,6 1,2

Reinbestände OFN-12 0,7

98,2

97,9 1,4

OFN-50 6,8 1,1 92,1

MFN 7,1 4,7

Mischbestände OFN-12 4,2 7,0

87,7 0,5

83,9 4,9

OFN-50 2,6 22,4 75,0

4.6.3.2 Abiotische Parameter 4.6.3.2.1 pH-Werte Die pH-Werte schwanken zwischen 4,7 und 2,5. Damit befinden sie sich alle im Bereich „stark sauer“ bis „äußerst sauer“ (AG Boden 1996). Eine Übersicht über die Messungen der pH-Werte ist in Tabelle 4.6 – 9 wiedergegeben. Betrachtet man die Spannweite der pHWerte, so fällt auf, dass sich die unteren Wertebereiche in den Rein- und Mischbeständen der Wirtschaftswälder und im Hevenbruch kaum unterscheiden; nur im Schattiner Zuschlag liegen sie deutlich höher. Demgegenüber sind die Unterschiede in den oberen Wertebereichen deutlicher ausgeprägt. Insgesamt ist die Spannbreite der pH-Werte im Hevenbruch unter Einbeziehung der Rein- und Mischbestände weiter als in den Wirtschaftswäldern. Die Mittel der pH-Werte liegen in den Bestandestypen des Wirtschaftswaldes am dichtesten zusammen, wobei die Mischbestände einen niedrigeren pH-Wert aufweisen als die Reinbestände (Abbildung 4.6 – 5). Im Hevenbruch dreht sich dieses Verhältnis um, und der

304

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abstand zwischen den Bestandestypen erhöht sich. Im Schattiner Zuschlag ist der Abstand zwischen Misch- und Reinbeständen am höchsten, und der höchste gemessene pH-Wert liegt in den Mischbeständen des Schattiner Zuschlags. Nach der MANOVA hatten die Nutzungsformen einen etwas stärkeren Effekt (F = 6,2, p < 0,01) als die Bestandestypen (F = 5,8, p = 0,02). Auch der Kombinationseffekt aus Nutzung und Bestand wies eine Signifikanz auf (F = 4,2, p = 0,02). Die Mischbestände des Schattiner Zuschlags unterscheiden sich damit nach dem LSD post-hoc Test im pH-Wert signifikant von den anderen beiden Nutzungsformen, die zusammen mit den Reinbeständen des Schattiner Zuschlags eine homogene Gruppe bilden. Somit ließ sich nur im Schattiner Zuschlag ein signifikanter Unterschied zwischen Rein- und Mischbeständen nachweisen. Da die pH-Werte für zwei verschiedene Tiefenstufen aufgenommen wurden, sind sie im Folgenden nach Tiefen und Nutzungsformen für die beiden Bestandestypen einzeln dargestellt. Außer in den Mischbeständen des Schattiner Zuschlags liegen die pH-Werte in der Tiefe von 0-5 cm bei allen Nutzungen unter den Werten in 5-10 cm Tiefe. In den Reinbeständen konnte ein signifikanter Effekt für Nutzung (F = 4,4, p = 0,02) und Tiefe (F = 5,7, p = 0,02) festgestellt werden. Eine homogene Gruppe wird jeweils von den beiden Werten des Schattiner Zuschlags und der Wirtschaftswälder sowie dem unteren Horizont (510 cm) des Hevenbruchs gebildet. Eine weitere Gruppe besteht aus den beiden Werten des Hevenbruchs und dem oberen Horizont (0-5 cm) der Wirtschaftswälder. Bei den Mischbeständen

liegt

ein

signifikanter

Unterschied

zwischen

den

Werten

der

Wirtschaftswälder und denjenigen des Schattiner Zuschlags für beide Tiefen vor. Der Effekt der Nutzung ist signifikant (F = 10,3, p < 0,01). Eine homogene Gruppe wird von den beiden Horizonten der Wirtschaftswälder und dem oberen Horizont des Hevenbruchs gebildet. Eine zweite Gruppe setzt sich aus den beiden Horizonten des Schattiner Zuschlags und dem unteren Horizont des Hevenbruchs zusammen. Den Übergang bildet eine Gruppe, die die beiden Werte des Hevenbruchs und den unteren Horizont der Wirtschaftswälder beinhaltet. Tabelle 4.6 – 9: pH-Wert nach Nutzungsformen und Bestandestypen. Dabei beinhaltet „Einzelwerte“ die Spanne der Werte aus den einzelnen Messungen, während „Mittel der Horizonte“ die Spanne der Mittelwerte aus den Tiefenstufen für die einzelnen Probepunkte beschreibt. Die Zeile „Gesamtmittel“ enthält die Mittelwerte aus allen Messungen für die Nutzungsformen und Bestandestypen.

Einzelwerte Mittel der Horizonte Gesamtmittel

Reinbestände Mischbestände MFN OFN-12 OFN-50 MFN OFN-12 OFN-50 2,71 – 4,25 2,62 – 3,38 2,93 – 3,53 2,72 – 3,6 2,5 – 4,38 3,19 – 4,7 2,73 – 4,04 2,62 – 3,3 3,05 – 3,46 2,74 – 3,48 2,59 – 4,16 3,27 – 4,67 3,18 3,05 3,24 3,09 3,26 3,63

305

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

3,9 3,8 3,7

pH-Wert

3,6 3,5 3,4 3,3 3,2 3,1 3,0 Bestand: rein Bestand: misch

2,9 2,8

MFN

OFN-12

OFN-50

Nutzung

Abbildung 4.6 – 5: pH-Wert nach Nutzungsformen und Bestand; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95. 3,5

4,0

3,4

3,8 3,6 pH-Wert

pH-Wert

3,3 3,2 3,1

3,2

3,0 2,9 2,8

3,4

Tiefe: 0-5 cm Tiefe: 5-10 cm MFN

OFN-12

OFN-50

Nutzung

Abbildung 4.6 – 6: pH-Werte nach Nutzung und Tiefe für Reinbestände; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

3,0 2,8

Tiefe: 0-5 cm Tiefe: 5-10 cm MFN

OFN-12

OFN-50

Nutzung

Abbildung 4.6 – 7: pH-Werte nach Nutzung und Tiefe für Mischbestände; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

4.6.3.2.2 Humusgehalt Der Anteil der organischen Substanz im Oberboden liegt zwischen 2,2 % und 75,6 %. Die Minima und Maxima des Glühverlustes sind in Tabelle 4.6 – 10 dargestellt. Die Spanne der organischen Substanz ist außerordentlich hoch und verdeutlicht, dass sich die Standorte in einem Bereich zwischen stark humosen über anmoorige bis hin zu torfigen Böden befinden. Die Mittel aller Gruppen sind dagegen sehr ähnlich und liegen im sehr stark humosen Bereich, wie es für Buchenwälder typisch ist. Der Anteil der organischen Substanz zeigt eine umgekehrte Tendenz zum pH-Wert (Abbildung 4.6 – 8). In den Wirtschaftswäldern und dem Hevenbruch liegen die Werte etwa

306

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

auf gleicher Höhe, wobei die Mischbestände im Vergleich zu den Reinbeständen in den Wirtschaftswäldern einen höheren und im Hevenbruch einen niedrigeren Anteil an der organischen Substanz enthalten. Im Schattiner Zuschlag liegen die signifikant geringsten Werte für den Anteil der organischen Substanz vor (MFN – OFN-50: p = 0,007, Z = 2,72; OFN-12 – OFN-50: p < 0,001, Z = 3,79), wobei die Werte der Mischbestände nur wenig geringer ausfallen als die der Reinbestände. Der Median-Test gibt einen signifikanten Effekt für die Nutzung an (Chi2 = 9,5, p < 0,01). Auch für den Anteil der organischen Substanz sind die Ergebnisse für beide Tiefenstufen in den einzelnen Bestandestypen dargestellt (Abbildungen 4.6 – 9 und 4.6 – 10). In beiden Bestandestypen ist der Anteil der organischen Substanz in der Tiefenstufe von 0-5 cm über alle Nutzungsformen signifikant höher als in 5-10 cm (MFN: p = 0,001, Z = 3,3; OFN-12: p < 0,001, Z = 3,974; OFN-50: p = 0,003, Z = 3,003). Der Unterschied zwischen den beiden Tiefenstufen ist im Schattiner Zuschlag am geringsten. Tabelle 4.6 – 10: Werte des Glühverlustes (%) nach Nutzungsformen und Bestandestypen. Dabei beinhaltet „Einzelwerte“ die Spanne der Werte aus den einzelnen Messungen, während „Mittel der Horizonte“ die Spanne der Mittelwerte aus den Tiefenstufen für die einzelnen Probepunkte beschreibt. Die Zeile „Gesamtmittel“ enthält die Mittelwerte aus allen Messungen für die Nutzungsformen und Bestandestypen.

Einzelwerte Mittel der Horizonte Gesamtmittel

Reinbestände MFN OFN-12 OFN-50 2,2 – 43,2 3,9 – 45,2 2,5 – 15,8 3,3 – 27,5 5,0 – 25,9 3,6 – 10,0 7,8 10,4 5,8

Mischbestände MFN OFN-12 OFN-50 2,2 – 75,6 3,4 – 34,4 3,0 – 11,6 3,9 – 46,7 5,4 – 19,2 4,1 – 7,7 9,6 9,3 5,6

Abbildung 4.6 – 8: Höhe des GV (%) gegen Nutzungsformen und Bestandestypen; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

307

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung 4.6 – 9: Anteil der organischen Substanz nach Nutzungsformen und Tiefenstufen für Reinbestände; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

Abbildung 4.6 – 10: Anteil der organischen Substanz nach Nutzungsformen und Tiefenstufen für Mischbestände; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

Die Ergebnisse aus den Messungen des Glühverlustes sind in Tabelle 4.6 – 11 zu Stufen des Humusgehalts zusammengefasst. Die Werte reichen von stark humosen bis zu torfigen Böden, wie bereits aus der Spanne der Glühverluste zu erkennen war. Im Durchschnitt über alle Nutzungsformen und Bestandestypen ist der Anteil der Probepunkte mit sehr stark humosen Böden mit 68,2 % am höchsten. Die stark humosen Böden nehmen einen Anteil von 14,12 % und die anmoorigen Böden von 16,5 % ein. Ein Probepunkt (1,2 %) liegt im torfigen Bereich. Im Hevenbruch werden ca. 20 % in den Mischbeständen und 30 % in den Reinbeständen als anmoorig bezeichnet. In den Wirtschaftswäldern sind es 20 % bzw. 15 %. Der Schattiner Zuschlag enthält keine anmoorigen Standorte. In beiden Bestandestypen des Schattiner Zuschlags kommt der größte Teil an stark humosen Standorten verglichen mit den anderen Nutzungsformen vor.

Tabelle 4.6 – 11: Anteil der Probepunkte (%) für den Humusgehalt nach Nutzungsformen und Bestandestypen.

stark humos sehr stark humos anmoorig torfig

MFN 20,0 65,0 15,0

Reinbestände OFN-12 6,7 60,0 33,3

OFN-50 30,0 70,0

MFN 15,0 65,0 15,0 5,0

Mischbestände OFN-12 OFN-50 14,3 76,9 85,7 23,1

308

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4.6.3.2.3 Streuauflage Die Höhe der Streuauflage schwankt insgesamt von weniger als 0,5 cm bis zu 9 cm. Die Minima und Maxima der Streuhöhe sind in Tabelle 4.6 – 12 für die Nutzungsformen und Bestandestypen getrennt angegeben. In den Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch liegen deutlich höhere Spannen in der Streuhöhe vor als in Schattin. Hier befinden sich sowohl Stichprobenpunkte mit sehr geringer Streuauflage als auch solche mit hoher Streuauflage. Insgesamt sind im Hevenbruch die höchsten Streuauflagen zu finden. Das betrifft sowohl Standorte im unteren als auch im oberen Bereich der Streuhöhe. Auffällig ist die deutlich höhere Spanne der Streuauflage in den Reinbeständen des Schattiner Zuschlags verglichen mit den Mischbeständen. Die Streuauflage ist im Schattiner Zuschlag am niedrigsten und im Hevenbruch am höchsten (Abbildung 4.6 – 11). Dabei sind alle Nutzungsformen laut MANOVA signifikant voneinander unterschieden. In den Mischbeständen befindet sich über alle Nutzungsformen eine niedrigere Streuauflage als in den Reinbeständen. Dieser Unterschied ist allerdings nur im Hevenbruch signifikant. Signifikante Effekte bestehen für die Nutzung (F = 20,74, p < 0,01) und den Bestand (F = 6,15, p = 0,02). Eine homogene Gruppe wird von den beiden Bestandestypen des Schattiner Zuschlags gebildet, eine weitere von den Bestandestypen der Wirtschaftswälder zusammen mit den Mischbeständen des Hevenbruchs. Die Reinbestände des Schattiner Zuschlags und die Mischbestände der Wirtschaftswälder bilden eine Gruppe, sowie die Reinbestände des Hevenbruchs. Tabelle 4.6 – 12: Streuauflage (cm) nach Nutzungsformen und Bestandestypen. Dabei beinhaltet „Einzelwerte“ die Spanne der Werte aus den einzelnen Messungen, während „Mittelwerte“ die Spanne der Mittelwerte aus den Probenahmen für die einzelnen Probepunkte beschreibt. Die Zeile „Gesamtmittel“ enthält die Mittelwerte aus allen Messungen für die Nutzungsformen und Bestandestypen.

Einzelwerte Mittelwerte Gesamtmittel

MFN 0,5 – 7,0 0,6 – 6,4 3,2

Reinbestände OFN-12 2,0 – 8,0 3,2 – 6,4 4,8

OFN-50 0,0 – 6,0 0,2 – 4,7 2,2

MFN 0,0 – 7,0 0,3 – 5,0 3,1

Mischbestände OFN-12 1,0 – 9,0 1,0 – 5,9 3,8

OFN-50 0,5 – 3,0 0,5 – 1,8 1,3

309

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Vertikale Balken bedeuten 0,95 Konfidenzintervalle 6

Streuauflage (cm)

5 4 3 2 1 0

Bestand: rein Bestand: misch MFN

OFN-12

OFN-50

Nutzung

Abbildung 4.6 – 11: Höhe der Streuauflage (cm) nach Nutzungsformen und Bestandestypen; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

4.6.3.2.4 Eindringwiderstand Die Werte für den Eindringwiderstand liegen über alle Tiefen zwischen 0 und 1,89 MPa. Die Minima und Maxima sind in Tabelle 4.6 – 13 angegeben. Bei Betrachtung der Einzelwerte an den Standorten lassen sich kaum Unterschiede zwischen den Nutzungsformen und Bestandestypen erkennen. Der maximal höchste Wert wurde mit 1,89 MPa in den Mischbeständen des Schattiner Zuschlags gemessen. Der Eindringwiderstand ist im Schattiner Zuschlag signifikant am höchsten. Hevenbruch und Wirtschaftswälder liegen etwa auf einer Höhe. Der Unterschied zwischen Rein- und Mischbeständen ist in den Wirtschaftswäldern deutlich geringer als im Schattiner Zuschlag und im Hevenbruch. In allen drei Nutzungsformen ist dieser Unterschied zwischen den Bestandestypen signifikant. Sowohl die Nutzung (F = 15,19, p < 0,01) als auch der Bestand (F = 24,13, p < 0,01) haben einen signifikanten Effekt. Die beiden Mischbestände aus Wirtschaftswäldern

und

Hevenbruch

bilden

eine

homogene

Gruppe.

Die

beiden

Reinbestände der entsprechenden Wälder bilden zusammen mit den Mischbeständen des Schattiner Zuschlags eine weitere Gruppe. Eine dritte Gruppe beinhaltet ausschließlich die Reinbestände des Schattiner Zuschlags. Der Eindringwiderstand wird mit zunehmender Tiefe größer (Abbildung 4.6 – 13). Bis 10 cm Tiefe steigen die Eindringwiderstände in den drei Nutzungsformen auf ähnlicher Höhe an. Erst ab über 10 cm Tiefe treten stärkere Unterschiede zwischen den Nutzungsformen auf. Im Schattiner Zuschlag liegt der Eindringwiderstand über alle Tiefen höher als in den anderen

310

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Wäldern. Auch der Anstieg ist deutlich höher. Die Zunahme des Eindringwiderstandes mit der Tiefe ist im Schattiner Zuschlag fast doppelt so hoch wie im Hevenbruch und in den Wirtschaftswäldern (Tabelle 4.6 – 14). Im Hevenbruch liegen die Werte für den Eindringwiderstand bis 15 cm Tiefe über denen der Wirtschaftswälder, darunter ist der Eindringwiderstand im Hevenbruch geringer. Tabelle 4.6 – 13: Eindringwiderstand (MPa) nach Nutzungsformen und Bestandestypen. Dabei beinhaltet „Einzelwerte“ die Spanne der Werte aus den einzelnen Messungen, während „Mittelwerte“ die Spanne der Mittelwerte aus den Probenahmen für die einzelnen Probepunkte beschreibt. Die Zeile „Gesamtmittel“ enthält die Mittelwerte aus allen Messungen für die Nutzungsformen und Bestandestypen.

Einzelwerte Mittelwerte Gesamtmittel

MFN 0,00 – 1,61 0,15 – 0,63 0,40

Reinbestände OFN-12 OFN-50 0,00 – 1,45 0,01 – 1,76 0,31 – 0,67 0,38 – 0,73 0,43 0,53

MFN 0,00 – 1,41 0,20 – 0,55 0,34

Mischbestände OFN-12 OFN-50 0,00 – 1,44 0,01 – 1,89 0,17 – 0,55 0,23 – 0,57 0,34 0,43

Tabelle 4.6 – 14: Veränderung des Eindringwiderstandes (MPa) über die Tiefe.

Tiefe 1-5cm Tiefe 16-20cm Differenz

MFN 0,27 0,49 0,21

Reinbestände OFN-12 0,33 0,46 0,13

OFN-50 0,37 0,67 0,30

Vertikale Balken bedeuten 0,95 Konfidenzintervalle

Eindringwiderstand (MPa)

Eindringwiderstand (MPa)

0,50 0,45 0,40 0,35 0,30 0,25

Bestand: rein Bestand: misch MFN

OFN-12

OFN-50

Mischbestände OFN-12 0,23 0,41 0,18

OFN-50 0,26 0,63 0,37

0,8

0,60 0,55

MFN 0,23 0,42 0,19

0,7 0,6 0,5 0,4 0,3

Nutzung: MFN Nutzung: OFN-12 Nutzung: OFN-50

0,2 0,1

1-5cm

6-10cm

11-15cm

16-20cm

Tiefe

Nutzung

Abbildung 4.6 – 12: Eindringwiderstand (MPa) gegen Nutzung und Bestand; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

Abbildung 4.7 – 13: Eindringwiderstand (MPa) nach Nutzung und Tiefenstufen; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

In Abbildung 4.6 – 14 ist der nivellierte Eindringwiderstand nach Nutzungsformen und Bestandestypen dargestellt. Mit dieser Umrechnung nimmt der Eindringwiderstand in den Mischbeständen von den Wirtschaftswäldern über den Hevenbruch zum Schattiner Zuschlag deutlich ab, während er in den Reinbeständen im Hevenbruch am höchsten und in den

311

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Wirtschaftswäldern am niedrigsten ist. Durch die Nutzungsform konnte kein signifikanter Effekt auf die nivellierten Eindringwiderstände nachgewiesen werden, wohl aber durch den Bestandestyp (F = 25,86, p < 0,001). So wird eine homogene Gruppe durch die Mischbestände und eine andere durch die Reinbestände über alle Nutzungsformen gebildet. Es stellte sich heraus, dass die Unterschiede in der Bodendichte zwischen Rein- und Mischbeständen abhängig von den Nutzungsformen und der Tiefe stark schwanken. Die Abbildung 4.6 – 15 zeigt den Abstand zwischen den Mittelwerten des Eindringwiderstandes für Rein- und Mischbestände. In den Wirtschaftswäldern bleibt der Unterschied zwischen Rein- und Mischbeständen über die Tiefenstufen annähernd gleich, während er sich im

0,55

1,5

0,50

1,4 Quotient rein-misch

Eindringwiderstand (MPa), nivelliert

Hevenbruch und im Schattiner Zuschlag mit zunehmender Tiefe deutlich verringert.

0,45 0,40 0,35 0,30 0,25

1,3 1,2 1,1

Bestand: rein Bestand: misch MFN

OFN-12

1,0

OFN-50

Nutzung

Abbildung 4.6 – 14: Nivellierter Eindringwiderstand (MPa) nach Nutzungsformen und Bestandestypen; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

Nutzung: MFN Nutzung: OFN-12 Nutzung: OFN-50 1-5 cm

6-10 cm

11-15 cm

16-20 cm

Tiefenstufe

Abbildung 4.6 – 15: Quotient Reinbestand – Mischbestand des Eindringwiderstands (MPa) gegen Nutzungsformen und Tiefenstufen.

4.6.3.3 Biotische Parameter 4.6.3.3.1 Dichte und Arten der Regenwürmer Es konnten sieben Regenwurmarten an den Probepunkten bestimmt werden. Die Zuordnung der Arten zu den Lebensformen epigäisch und endogäisch / anözisch ist in Tabelle 4.6 – 15 dargestellt. Erwartungsgemäß überwog im Wald die Anzahl epigäischer Regenwurmarten. Insgesamt waren vier epigäische, zwei endogäische und mit Lumbricus terrestris eine anözische Art vertreten. Die Dichte der aufgenommenen Regenwürmer lag zwischen 0 Ind./m2 und 430 Ind./m2 (Tabelle 4.6 – 16). Nur in den Mischbeständen des Schattiner Zuschlags wurden an jedem Standort bei jeder Probenahme Regenwürmer gefunden. Die Spanne der Regenwurmdichten ist sehr groß. Im Vergleich der Mittelwerte für die einzelnen

312

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Standorte fällt auf, dass sich zwar die unteren Werte kaum zwischen den Nutzungsformen und Bestandestypen unterscheiden, die oberen Bereiche in den Mischbeständen aber deutlich höhere Werte erreichen als in den Reinbeständen. Die entsprechende Übersicht für die Biomasse ist in Tabelle 4.6 – 17 dargestellt. Dabei reichen die Messwerte von 0 g/m2 bis 20,2 g/m2. Die höchsten Biomassen sind entsprechend den Dichten in den Mischbeständen des Schattiner Zuschlags zu finden. Sowohl in den Reinbeständen als auch in den Mischbeständen sind im Schattiner Zuschlag einzelne

Standorte

mit

sehr

hohen

Biomassen

vorhanden.

Aber

auch

in

den

Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch liegen die Maximalwerte einzelner Standorte in den Mischbeständen

deutlich

über

den

Reinbeständen,

so

dass

insgesamt

in

den

Mischbeständen die Spanne zwischen den Messwerten über denen der Reinbestände liegt. Im Schattiner Zuschlag kamen im Mittel die meisten Regenwürmer vor, in den Wirtschaftswäldern waren es nur geringfügig weniger als im Hevenbruch (Abbildung 4.6 – 16). Der Unterschied zwischen den Bestandestypen ist in den Wirtschaftswäldern gering. Im Hevenbruch ist fast kein Unterschied festzustellen und im Schattiner Zuschlag sind in den Mischbeständen vier- bis fünfmal so viele Regenwürmer gefunden worden wie in den Reinbeständen. Für die Regenwurmdichte können keine signifikanten Effekte angegeben werden. Die Ergebnisse zur Biomasse der Regenwürmer entsprechen zum überwiegenden Teil denen zur Dichte (Abbildung 4.6 – 17). Biomasse und Dichte der Regenwürmer sind eng korreliert. Die Regenwurmbiomasse ist im Schattiner Zuschlag signifikant höher als in den Wirtschaftswäldern (p = 0,011, Z = -2,529). In den Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch befinden sie sich etwa auf gleicher Höhe. Die Biomassen in den Reinbeständen liegen unter denen der Mischbestände, wobei im Schattiner Zuschlag der größte und einzige signifikante Unterschied zwischen Rein- und Mischbeständen besteht (p = 0,011, Z = 2,537). Nur die Regenwurmbiomasse in den Reinbeständen des Hevenbruchs ist anders als bei der Dichte deutlich niedriger als in den Mischbeständen. Tabelle 4.6 – 15: Auflistung der aufgefundenen Regenwurmarten und Einteilung nach Lebensformen.

Lebensform Art

epigäisch Dendrobaena octaedra Dendrodrilus rubidus Lumbricus castaneus Lumbricus rubellus

endogäisch / anözisch Aporrectodea caliginosa Aporrectodea rosea Lumbricus terrestris

313

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

2

Tabelle 4.6 – 16: Dichte der Regenwürmer (n/m ) nach Nutzungsformen und Bestandestypen. Dabei beinhaltet „Einzelwerte“ die Spanne der Werte aus den einzelnen Messungen, während „Mittelwerte“ die Spanne der Mittelwerte aus den Messungen der einzelnen Probepunkte beschreibt. Die Zeile „Gesamtmittel“ enthält die Mittelwerte aus allen Messungen für die Nutzungsformen und Bestandestypen.

Einzelwerte Mittelwerte Gesamtmittel

Reinbestände MFN OFN-12 OFN-50 0,0 – 170,0 0,0 – 200,0 0,0 – 160,0 5,0 – 80,0 17,5 – 112,5 12,5 – 85,0 30,6 48,5 35,1

Mischbestände MFN OFN-12 OFN-50 0,0 – 380,0 0,0 – 180,0 10,0 – 430,0 5,0 – 237,5 10,0 – 152,5 12,5 – 305,0 34,5 42,8 83,1

2

Tabelle 4.6 – 17: Biomasse der Regenwürmer (g/m ) nach Nutzungsformen und Bestandestypen. Dabei beinhaltet „Einzelwerte“ die Spanne der Werte aus den einzelnen Messungen, während „Mittelwerte“ die Spanne der Mittelwerte aus den Messungen der einzelnen Probepunkte beschreibt. Die Zeile „Gesamtmittel“ enthält die Mittelwerte aus allen Messungen für die Nutzungsformen und Bestandestypen.

Einzelwerte Mittelwerte Gesamtmittel

MFN 0,00 – 8,23 0,03 – 1,35 0,34

Reinbestände OFN-12 OFN-50 0,00 – 2,69 0,00 – 4,65 0,12 – 1,03 0,09 – 2,45 0,37 0,51

Abbildung 4.6 – 16: Dichte der Regenwürmer 2 (n/m ) nach Nutzungsformen und Bestandestypen; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

MFN 0,00 – 9,06 0,03 – 5,96 0,43

Mischbestände OFN-12 OFN-50 0,00 – 6,02 0,07 – 20,18 0,05 – 3,95 0,60 – 8,41 0,48 2,42

Abbildung 4.6 – 17: Biomasse der 2) Regenwürmer (g/m nach Nutzungsformen und Bestandestypen; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

In Tabelle 4.6 – 18 sind die mittleren Dichten der Regenwurmarten in den Nutzungsformen und Bestandestypen nach Arten und Lebensformen aufgeschlüsselt wiedergegeben. Dendrobaena octaedra ist die bei weitem dominierende Art in der Regenwurmgemeinschaft. Sie macht zwischen 30 % und 72 % aller epigäischen Regenwürmer aus. Die niedrigste Dominanz erreicht sie in den Mischbeständen des Schattiner Zuschlags, die höchste in den Reinbeständen des Hevenbruchs. Nur im Schattiner Zuschlag ist diese Art nicht die dominierende Art der epigäischen Regenwurmzönose. Dort kommen die etwas weniger

314

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

azidotoleranten Arten Lumbricus castaneus und Lumbricus rubellus mit etwa gleich hoher Dichte vor. Unter den endogäischen Arten dominiert in gleicher Weise Aporrectodea caliginosa. Auch diese Art ist zwar in den Mischbeständen aller Nutzungsformen deutlich häufiger als in den Reinbeständen, doch fällt insbesondere die stark erhöhte Dichte von A. rosea in den Mischbeständen im Vergleich zu den Reinbeständen auf. 2

Tabelle 4.6 – 18: Dichte der Regenwürmer (n/m ) nach Nutzungsformen und Bestandestypen, + aufgeteilt in Arten und Lebensformen. Angabe der Mediane, „ “ bedeutet, dass trotz eines Medianwertes von 0,00 Regenwürmer der jeweiligen Art am entsprechenden Standort gefunden wurden. Die Differenz zwischen dem Gesamtmedian und den Einzelmedianen ergibt sich durch die nicht einzeln aufgeführten unbestimmten Regenwürmer. Reinbestände Mischbestände MFN OFN-12 OFN-50 MFN OFN-12 OFN-50 18,8 40,0 13,8 16,3 22,5 12,5 D. octaedra 2,5 5,0 2,5 2,5 2,5 5,0 D. rubidus + + 2,5 0,0 3,8 2,5 0,0 5,0 L. castaneus + + 2,5 5,0 2,5 0,0 12,5 0,0 L. rubellus 28,8 47,5 25,0 30,0 37,5 50,0 epigäisch + + + + 0,0 0,0 2,5 0,0 0,0 47,5 A. caliginosa + + + + + 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 2,5 A. rosea + + + L. terrestris 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 + + + + endogäisch / 0,0 0,0 3,8 0,0 0,0 50,0 anözisch Gesamtmedian 35,0 50,0 40,0 31,3 42,5 95,0

Die meisten epigäischen Regenwürmer wurden im Hevenbruch gefunden und dort in den Reinbeständen (Abbildung 4.6 – 18). In den Wirtschaftswäldern und im Schattiner Zuschlag ist die Dichte der epigäischen Regenwürmer in den Reinbeständen etwas niedriger als in den Mischbeständen. In den Mischbeständen ist im Gegensatz zu den Reinbeständen ein ansteigender Trend von den Wirtschaftswäldern über den Hevenbruch zum Schattiner Zuschlag zu erkennen. Bei der Verteilung der epigäischen Regenwürmer ist keine Varianzhomogenität gegeben, so dass keine MANOVA durchgeführt werden konnte. Signifikanzen ließen sich auch mit dem Mediantest nicht aufzeigen. Da die Daten der endogäischen / anözischen Regenwürmer einer Normalverteilung nicht entsprechen,

können

nur

Mediane

angegeben

werden.

Diese

liegen

in

den

Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch bei 0. In den Reinbeständen kommen in allen Nutzungsformen nur sehr wenige endogäische / anözische Regenwürmer vor. In den Mischbeständen wurden nur im Schattiner Zuschlag deutlich mehr endogäische / anözische Regenwürmer als in den anderen Nutzungsformen und Bestandestypen gefunden. Der Effekt der Nutzung auf die Dichte der endogäischen / anözischen Regenwürmer ist signifikant (Chi2 = 7,65, p = 0,02).

315

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

70 65

150

55

130

50

110

Bestand: rein Bestand: misch

2

Dichte (n/m )

Dichte (n/m2)

60

170

Bestand: rein Bestand: misch

45 40 35 30

90 70 50

25

30

20

10

15 MFN

OFN-12

OFN-50

Nutzung

Abbildung 4.6 – 18: Dichte der epigäischen 2 Regenwürmer (n/m ) nach Nutzungsformen und Bestandestypen; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

-10 MFN

OFN-12

OFN-50

Nutzung

Abbildung 4.6 – 19: Dichte der endogäischen 2 / anözischen Regenwürmer (n/m ) nach Nutzungsformen und Bestandestypen; vertikale Balken bedeuten Quartile.

4.6.3.4 Zusammenhänge zwischen den Parametern, Nutzungs- und Bestandeseffekten Im Folgenden sind allgemeine Relationen zwischen einzelnen bodenkundlichen und bodenbiologischen Parametern zusammengefasst (Abbildung 4.6 – 20 und 4.6 – 21). Sie zeigen die generellen Zusammenhänge zwischen den aufgenommenen Parametern unabhängig von Nutzungsform und Bestandestyp. Durch die Kombination dieser Faktoren lassen sich Effekte der Nutzungsformen und Bestandestypen in Abhängigkeit der unterschiedlichen standörtlichen Gegebenheiten analysieren. Humusgehalt, Streuhöhe und Eindringwiderstand nehmen bei höheren pH-Werten ab. Der Humusgehalt zeigt ab einem pH-Wert von 3,2 keine weitere Verminderung, die Streuhöhe nimmt bei pH-Wert 3,8 wieder zu. Beim Eindringwiderstand ist zunächst von pH-Wert 2,6-2,9 eine Zunahme zu erkennen, bevor er zurückgeht. Die Regenwurmbiomasse erhöht sich bei zunehmendem pH-Wert.

316

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Anzahl Probepunkte

Anzahl Probepunkte 8

30

35

7

1,6

6

1,0

5

0,5

30

35

7

3 0,6

4

1 0,8

3

0,6

2

Streuhöhe (cm)

2

0,5

0,4 1

0,2 0

0 2,6-2,8

2,9-3,1

3,2-3,4

3,5-3,7

3,8-4,0

pH-Wert

Abbildung 4.6 – 20: Logarithmus des Humusgehalts (%) und Streuhöhe (cm) gegen pH-Wert. Zusätzliche Angabe der Anzahl der Probepunkte pro pH-Wert-Gruppe. Vertikale Balken bedeuten Standardabweichung.

0,4 0,0 0,3 -0,5 0,2 -1,0

0,1

log Biomasse (g/m²) niv. Eindringwiderstand (MPa)

-1,5 2,6-2,8

2,9-3,1

3,2-3,4

3,5-3,7

Eindringwiderstand (MPa)

Streuhöhe (cm)

1,2

log Biomasse (g/m )

Humusgehalt (%)

1,4 log Humusgehalt (%)

8

3

0,0

3,8-4,0

pH-Wert

Abbildung 4.6 – 21: Logarithmus der 2 Biomasse der Regenwürmer (g/m ) und nivellierter Eindringwiderstand (MPa) gegen pH-Wert. Zusätzliche Angabe der Anzahl der Probepunkte pro pH-Wert-Gruppe. Vertikale Balken bedeuten Standardabweichung.

Abbildung 4.6 – 22 stellt die Beziehung zwischen der Regenwurmdichte nach Lebensformen und dem pH-Wert dar. Epigäische Regenwürmer sind in der Spanne, die von der Untersuchung abgedeckt wurde, in ihrer Dichte vom pH-Wert fast unbeeinflusst. Die Anzahl der epigäischen Regenwürmer nimmt bei höheren pH-Werten nur wenig ab. Endogäische / anözische Regenwürmer treten erst ab einem pH-Wert von über 3,1 auf, und nehmen dann logarithmisch mit dem Anstieg des pH-Wertes zu. Ein signifikanter Effekt des pH-Wertes konnte für die endogäischen / anözischen Regenwürmer gefunden werden (Chi2 = 17,1, p = 0,02).

317

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

140 Lebensform: epigäisch Lebensform: endogäisch / anözisch

120

Dichte (n/m 2)

100 80 60 40 20 0 -20 -40

2,6-2,8

2,9-3,1

3,2-3,4

3,5-3,7

3,8-4,0

pH-Wert 2

Abbildung 4.6 – 22: Dichte der Regenwürmer (n/m ) nach pHWert und Lebensform; vertikale Balken bedeuten Konfidenzintervalle für p = 0,95.

Um die Effekte von Nutzungsformen und Bestandestypen auf die unterschiedlichen Bodenparameter genauer einordnen zu können, wurden verschiedene MANOVA-Analysen durchgeführt. Mit den endogäischen Regenwürmern konnte keine MANOVA durchgeführt werden, da sich auch bei einer logarithmischen Transformation keine Normalverteilung der Werte erreichen lässt. Die Biomasse der Regenwürmer wird wesentlich durch die Dichte der endogäischen Regenwürmer bestimmt (Spearmans Rangkorrelation: R = 0,71, p < 0,001). Da der Logarithmus der Biomasse eine Normalverteilung aufweist, können die Ergebnisse der MANOVA mit der Biomasse auch auf die Dichte der endogäischen Regenwürmer zurückgeführt werden. Der pH-Wert hat unter Einbeziehung der Nutzungsformen (F = 8,6, p < 0,01) und Bestandestypen (F = 8,0, p < 0,01) den größten Effekt auf die Biomasse. Für die Nutzungsform ist der Effekt etwas schwächer (F = 3,2, p = 0,04) als für den Bestandestyp (F = 5,1, p < 0,03). Demnach steigt die Biomasse der Regenwürmer mit steigendem pH-Wert unter Mischbeständen deutlich stärker an als unter Reinbeständen. In der pH-Wert-Gruppe > 3,4 liegt die Biomasse in den Mischbeständen im Mittel bei 2,04 ± 1,37 g/m2 (n = 10). In den Reinbeständen der gleichen pH-Wert-Gruppe ist die Biomasse mit 0,54 ± 0,50 g/m2 (n = 6) nur wenig höher als in den Rein- und Mischbeständen der pH-Wert-Gruppe < 3,1 mit 0,31 g/m2 (n = 20) bis 0,35 g/m2 (n = 28). Im Vergleich der Nutzungsformen und pH-Werte liegen die Werte der Biomasse in den Wirtschaftswäldern der pH-Wert-Gruppe > 3,4 mit 0,56 ± 0,65 g/m2 (n = 5) signifikant unter den Werten der Biomasse in der gleichen pH-Wert-Gruppe im Hevenbruch (1,58 ± 1,50 g/m2, n = 5) und im Schattiner Zuschlag (1,97 ± 1,51 g/m2, n = 6).

318

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Auch zwischen dem Eindringwiderstand und der Biomasse der Regenwürmer ist ein Zusammenhang zu erkennen. Die Zunahme der Biomasse der Regenwürmer mit steigendem pH-Wert geht auf den Anstieg der endogäischen / anözischen Regenwürmer zurück (Abbildung 4.6 – 22), der, wie bereits dargestellt, bei pH-Werten über 3,1 beginnt. Gegenläufig zum Anstieg der Regenwurmbiomasse sinkt der Eindringwiderstand. Die Regenwurmbiomasse ist mit dem nivellierten Eindringwiderstand signifikant negativ korreliert (R = -0,24, p = 0,027). Entsprechend den hohen Regenwurmbiomassen in den pH-WertGruppen > 3,4 ist der Eindringwiderstand in diesen Gruppen am niedrigsten. Ein signifikanter Effekt konnte aber nur innerhalb der einzelnen Nutzungsformen festgestellt werden (F = 6,6, p = 0,002), da sich die Bodenarten in den Wäldern stark unterscheiden. So sinkt der Eindringwiderstand in den Wirtschaftswäldern in der pH-Wert-Gruppe < 3,1 von 0,39 ± 0,02 MPa auf 0,30 ± 0,05 MPa in der pH-Wert-Gruppe > 3,4. Die entsprechenden Werte der beiden anderen Nutzungsformen lauten für den Hevenbruch von 0,42 ± 0,02 MPa auf 0,26 ± 0,05 MPa und für den Schattiner Zuschlag von 0,56 ± 0,05 MPa auf 0,45 ± 0,04 MPa. Zwischen einigen bodenkundlichen Parametern konnten signifikante Beziehungen gefunden werden, die unabhängig von Nutzungsformen und Bestandestypen auftreten. So besteht ein Zusammenhang zwischen dem Humusgehalt im mineralischen Horizont, der Höhe der Streuauflage und dem pH-Wert (Abbildung 4.6 – 20). Der Humusgehalt im mineralischen Horizont sowie die Streuauflage nehmen bei pH-Werten unter 3,2 zu. In den pH-WertGruppen > 3,4 lassen sich keine signifikanten Unterschiede erkennen. Bei diesen pH-Werten schwankt die Streuauflage zwischen 2 und 3 cm, der Anteil der organischen Substanz im Mineralboden zwischen 5 und 10 %. Bei der Effektanalyse zwischen Nutzungsformen, Bestandestypen und pH-Wert-Gruppen ergeben sich für den pH-Wert und die Nutzungsform signifikante Effekte, nicht aber für den Bestandestyp. Die Ergebnisse der MANOVA zeigen auch bei diesem Vergleich einen stärkeren Effekt durch den pH-Wert (F = 24,2, p < 0,001) als durch die Nutzung (F = 14,6, p < 0,001). Mit steigendem pH-Wert nimmt die Höhe der Streuauflage in allen drei Nutzungsformen ab und erreicht in der pH-Wert-Gruppe > 3,4 in den Wirtschaftswäldern Werte zwischen 1,9 ± 0,5 cm (n = 5) bzw. 2,0 ± 0,5 cm (n = 5) im Hevenbruch und 0,9 ± 0,4 cm (n = 6) im Schattiner Zuschlag. Für den Humusgehalt konnte ein signifikanter Effekt nur durch den pH-Wert festgestellt werden, und zwar sowohl beim Test des Humusgehaltes gegen Nutzungsformen und pH-Wert (F = 13,4, p < 0,001) als auch gegen Bestandestypen und pH-Wert (F = 26,9, p < 0,001). Die Nutzungsform hat nur einen sehr schwachen nicht signifikanten Effekt (F = 3,1, p = 0,05). Anhand der aufgenommenen Parameter besteht ein Zusammenhang zwischen der Höhe der Streuauflage und dem Wasserhaushalt über alle Bestände. Stauwasser beeinflusste Standorte weisen die niedrigsten Streuauflagen (Mittelwert: 2,4 cm) auf, während auf

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Grundwasser beeinflussten Standorten die höchsten Streuauflagen (Mittelwert: 4,3 cm) gemessen wurden. Die Streuauflagen der grund- und stauwasserfreien Standorte liegen mit ihrem Mittelwert (3,9 cm) zwischen den beiden anderen Standortstypen. Ein signifikanter Effekt konnte für den Einfluss des Wasserhaushaltes auf die Streuhöhe (Chi2 = 12,71, p = 0,002) und den pH-Wert (Chi2 = 7,41, p = 0,025) ermittelt werden. Dabei liegen in den stauwasserbeeinflussten (stauwasserbeeinflusst

Standorten –

grund-

die und

signifikant

niedrigsten

stauwasserfrei:

Z

=

Streuauflagen -4,27,

p

<

vor

0,001;

stauwasserbeeinflusst – grundwasserbeeinflusst: Z = -2,93, p = 0,003).

4.6.4 Diskussion 4.6.4.1 Deutung der Ausgangslage Die Ergebnisse aus der Standortskartierung und die Angaben zu den Baumarten aus der Kontrollstichprobe erlauben eine Einschätzung über die Unterschiede im Ausgangszustand der untersuchten Bestände. Die Böden im Schattiner Zuschlag wurden generell als stauwasserbeeinflusst eingestuft. Daher könnten im Schattiner Zuschlag Probleme für die Bodenlebewesen durch das Vorkommen von Stauwasser entstehen. Bei länger anhaltendem Stauwasser kann es zu Sauerstoffdefiziten kommen, worauf einige Bodentiere sehr sensibel reagieren. Dies tritt aber besonders an grundwassernahen Standorten auf (Irmler 2004). Die durchgehende Versorgung mit kalkhaltigem Mergel verbessert wiederum die Bedingungen für Tiere und Pflanzen. Der hohe Anteil an Mischbaumarten und die vergleichsweise geringen Artenzahlen der Bäume sind vermutlich auf historische Nutzungen zurückzuführen, bei denen die Buche nicht die Hauptbaumart darstellte. Andererseits lässt die inzwischen dominante Buche kaum neue Arten aufkommen, die sich nicht schon vor ihrer Ausbreitung etabliert hatten. Auch im Hevenbruch könnte das hoch anstehende Grundwasser in einigen Bereichen zeitweise zur Beeinträchtigung von Bodenflora und –fauna führen. Dieser Effekt wird aber bei der Betrachtung des gesamten Bestandes durch die höhere Zahl an Stau- und Grundwasser unbeeinflussten Probepunkten relativiert. Besonders in den Mischbeständen ist zu beachten, dass hier zwei vom Wasserhaushalt ganz unterschiedliche Standortstypen zusammengefasst

wurden.

Da

die

Einteilung

grundwasserbeeinflusst



stauwasserbeeinflusst – grund- und stauwasserfrei keinen ineinander übergehenden Gradienten beschreibt, können sich die Ergebnisse von Kombinationen ganz anders darstellen als bei einheitlichen Standortstypen. Der geringe Anteil an Mergelstandorten im

320

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Hevenbruch lässt auf eine durchschnittlich schlechtere Basenversorgung als in den anderen Beständen schließen. Die Probepunkte im Hevenbruch enthalten mehr Mischbaumarten als die anderen Bestände. Da es sich bei den Baumarten, die in den anderen Beständen nicht vorkommen, aber zur Hälfte um Nadelbäume handelt, ist eine Verbesserung des pH-Wertes durch diese Baumarten unwahrscheinlich. Die Wirtschaftswälder bilden in ihrer Gesamtheit fast alle Einflussgrößen des Schattiner Zuschlags und des Hevenbruchs ab. Leider ist die Verteilung der Parameter innerhalb der Nutzungsformen sehr ungleichmäßig, und sobald eine Aufteilung z. B. in Rein- und Mischbestände vorgenommen wird, ist die Vergleichbarkeit nur noch bedingt gegeben. Die Wirtschaftswälder umfassen die meisten grund- und stauwasserfreien Probepunkte. Das könnte im Zusammenhang mit der Eignung für die Waldbewirtschaftung stehen, die in stark durch Wasser beeinflussten Wäldern erschwert ist. Die Mischbaumanteile sind in den Wirtschaftswäldern am niedrigsten, was vermutlich auch mit der Bewirtschaftung zusammenhängt. In diesen Wäldern wird die Buche als Hauptbaumart am stärksten gefördert. Die Mischbestände in den Wirtschaftswäldern und im Hevenbruch sind durch ihre Standortseigenschaften besser gestellt als die jeweiligen Reinbestände. Sie verfügen über einen günstigeren Wasserhaushalt. Da sie stärker durch Grund- und Stauwasser beeinflusst sind, weisen sie eine bessere Nährstoffversorgung auf und umfassen mehr Probepunkte mit Mergelboden. 4.6.4.2 Generelle Zusammenhänge zwischen den Parametern Eindeutig lassen sich an unseren Ergebnissen die generellen Zusammenhänge zwischen den

aufgenommenen

Bodenparametern

und

der

Bodenfauna

erkennen.

Die

Zusammenhänge zwischen Bodenparametern und der Ausbildung von Humusformen sowie den damit verbundenen Vorkommen und der Abbauleistung der Bodenorganismen sind für Buchenwälder sehr gut erforscht (Schäfer & Schauermann 1990, Schäfer 1991). In den Wäldern Schleswig-Holsteins hat sich gezeigt, dass sich das Mull – Moder Kontinuum im Wesentlichen auf eine gute Wasserversorgung und die damit verbundenen günstigeren pHWerte zurückführen lässt (Irmler 1995). Bei niedrigen pH-Werten kommen weniger Regenwürmer im Boden vor als bei höheren pH-Werten. Das hat zur Folge, dass der Abbau der Streu und die Verarbeitung des Humus gehemmt werden. Daher stellen sich eine höhere Streuauflage und ein höherer Anteil organischer Substanz im mineralischen Boden ein. Der hohe Anteil organischer Substanz im Boden könnte in den hier untersuchten Wäldern einerseits historisch begründet sein, indem alte anmoorige und heute entwässerte Standorte

321

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

vorliegen. Andererseits könnte er auch auf die aktuelle Bioturbation durch Regenwürmer zurückzuführen sein. Da die Regenwürmer die Streu als Nahrung benötigen, könnte eine geringe Streuauflage limitierend auf die Dichte der Regenwürmer im Boden wirken. Besonders in den Mischbeständen des Schattiner Zuschlags mit einer Mullhumusauflage könnte sich dieser Effekt bemerkbar machen. Da im September an einigen Standorten keine Streu mehr gefunden wurde, ist die Zersetzung der herbstlichen Streu dort in weniger als einem Jahr abgeschlossen. Dem entspricht der geringe Anteil organischer Substanz im mineralischen Boden an diesen Standorten. Es wäre möglich, dass die organische Substanz unter Mitwirkung der endogäischen Regenwürmer bereits an der Bodenoberfläche so schnell mineralisiert wird, dass nichts mehr in den Boden eingearbeitet werden kann. Das hat außerdem zur Folge, dass an diesen Standorten die epigäische Regenwurmfauna nur sehr gering ausgeprägt ist. Wahrscheinlich kommt es hier zu einer Konkurrenz zwischen diesen beiden Lebensformen um die Streu, bei der die epigäischen Regenwürmer unterliegen. Demgegenüber steht der langsame Abbau der Streu an den sauren Standorten, wo Humus zumindest durch epigäische Regenwürmer in die oberen Bodenhorizonte eingebracht werden kann. Wälder mit typischen Rohhumus-Auflagen waren unter den untersuchten Standorten nicht vertreten. An den Standorten mit niedrigeren pH-Werten befand sich ein höherer Kohlenstoffgehalt im mineralischen Horizont. Im Oberboden wird also mehr Kohlenstoff im Boden gebunden, wenn dessen Verarbeitung durch Bodenlebewesen an sauren Standorten gehemmt ist. Auch die Bodendichte nimmt mit abnehmendem pH-Wert zu, da die Bodenlockerung durch die endogäischen Regenwürmer nachlässt. Bei einer hohen Streuauflage nimmt die Bodendichte allerdings ab, da die Streu bodenverdichtende Einwirkungen abpuffern kann (Erlbeck et al. 2002). Der Humusgehalt des mineralischen Horizonts besteht vor allem aus zersetzter Oberflächenstreu, weswegen er nahe der Oberfläche höher ist als in der tieferen Probenschicht. Der Unterschied zwischen den pH-Werten der zwei aufgenommenen Tiefenstufen zeigt, dass die Versauerung des Bodens von der Oberfläche her stattfindet. Die Höhe der Streuauflage wird unter anderem von dem aus der Standortskartierung entnommenen Wasserhaushalt beeinflusst. Dieser Zusammenhang lässt sich über die Beziehung von pH-Wert und Wasserversorgung mit den Regenwürmern erklären. Die meisten Regenwürmer bevorzugen feuchte, basische Standorte. Die häufigsten hier gefundenen Arten finden ihre optimalen Standortbedingungen bei pH-Werten über 4,0 und mittleren jährlichen Wassergehalten über 40 – 50 % (Irmler 1999). In der vorliegenden Untersuchung sind die Böden, die diesem Optimum am nächsten kommen, hauptsächlich stauwasserbeeinflusste Mergel. Dort wird die Streu durch die große Menge an

322

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Regenwürmern schnell abgebaut. Die grundwasserbeeinflussten Standorte zeigen teilweise anmoorige Eigenschaften und sind verhältnismäßig sauer. Daher kommen dort wenige Regenwürmer vor, und der Streuabbau ist verlangsamt. 4.6.4.3 Festgestellte Unterschiede und mögliche Ursachen Die vergleichsweise hohen pH-Werte im Schattiner Zuschlag lassen sich zum Teil durch die Bodenart

erklären.

Der

auf

ganzer

Fläche

vorhandene

Mergel

verbessert

die

Lebensbedingungen im Boden. Der hohe Mischbaumanteil, besonders der der Hainbuche, vermindert den Anteil versauernder Laubstreu. Da die Nutzungsformen eine unterschiedliche Zusammensetzung der Kategorien aus der Standortskartierung aufweisen, wurde geprüft, ob die Unterschiede zwischen den Mittelwerten

der

gemessenen

Bodenparameter

allein

durch

die

verschiedenen

Standortkategorien erklärt werden kann oder ob auch die Nutzungsform einen Einfluss hat. Dies war aufgrund der Verteilung der Probepunkte nur für die Kategorie „Stauwasser – gut versorgt – Mergel“ möglich. Der Hevenbruch konnte daher in diesen Vergleich nicht mit einbezogen werden. Es wurden alle Probepunkte des Schattiner Zuschlags mit den Probepunkten der Wirtschaftswälder verglichen, die diese Standortskategorie aufweisen. Für alle untersuchten Parameter ergaben sich bei dieser Auswahl sehr ähnliche Tendenzen wie bei der Berechnung mit den Probepunkten aller Standortskategorien. Allerdings sind die Unterschiede

zwischen

den

beiden

Nutzungsformen

bei

der

Auswahl

dieser

Standortskategorie nicht signifikant. Daher können die Ergebnisse zumindest nicht ausschließlich vom Standort abhängen. Dies gilt sowohl für die Unterscheidung zwischen den Nutzungsformen als auch für Rein- und Mischbestände, die sich laut Standortskartierung nicht unterscheiden. Den größten Einfluss auf die Biomasse der Regenwürmer, den Humusgehalt im mineralischen Horizont und die Höhe der Streuauflage hat der pH-Wert. Aber auch abgesehen vom pH-Wert hat die Nutzungsform einen signifikanten Einfluss auf die Biomasse der Regenwürmer und die Höhe der Streuauflage. Durch die günstigeren pH-Werte zeigt der Schattiner Zuschlag das höchste Regenwurmvorkommen. Insbesondere die Dichte der endogäischen

Regenwürmer

liegt

deutlich

über

der

derjenigen

in

den

anderen

Nutzungsformen, was auf bessere Verfügbarkeit von Calcium im Boden zurückzuführen ist (Ponge et al. 1999). Die Regenwürmer sorgen für einen beschleunigten Streu- und Humusabbau. Regenwürmer verursachen den größten Teil des Streuabbaus und können die Geschwindigkeit des Abbaus im Vergleich zu Standorten ohne Regenwürmer verdoppeln (Cortez 1998). In Untersuchungen von Scheu (1987) zeigte sich eine lineare Abhängigkeit

323

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

der Mineralisierungsrate von der Biomasse von A. caliginosa. Die vergleichsweise hohe Bodendichte im Schattiner Zuschlag lässt sich ebenfalls auf die Bodenart zurückführen. Die geringen Korngrößen des Mergels bilden einen dichteren Boden als in den beiden anderen Nutzungsformen. Außerdem kann die niedrige Streuauflage kaum ein Auffangen der Bodenverdichtung durch Niederschläge bewirken. Trotzdem lassen sich keine negativen Auswirkungen der Bodendichte auf die Regenwurmpopulation feststellen. Abgesehen von indirekten

Auswirkungen

wie

Staunässe

und

Versauerung

scheint

sich

eine

Bodenverdichtung erst negativ auf die Regenwürmer auszuwirken, sobald sie aufgrund ihrer Körpergröße effektiv keine Gänge mehr graben können (Jordan et al. 1999). Auch der Stauwassereinfluss scheint dem Regenwurmvorkommen nicht zu schaden. Bis zu einem Wassergehalt des Bodens von 60% nimmt die Aktivität einiger Regenwurmarten zu. Und auch darüber (bis 73%) ist keine Beeinträchtigung der Regenwürmer durch zu hohen Wassereinfluss zu erwarten (Scheu 1987). Sauerstoffdefizite treten demnach auf diesen Standorten nicht auf. Die Mischbestände im Schattiner Zuschlag unterscheiden sich von den Reinbeständen durch höhere pH-Werte, niedrigere Humusanteile im mineralischen Horizont, eine niedrigere Streuauflage und niedrigere Bodendichte. Die hohe Dichte der Regenwürmer im Schattiner Zuschlag liegt ausschließlich in den Mischbeständen. Da die Standorte im Schattiner Zuschlag alle zu einem Typ gehören, muss der Unterschied auf den Mischbaumanteil zurückgeführt werden. Ob allerdings ein derartiger Unterschied zwischen den Probepunkten allein durch den hohen Mischbaumanteil verursacht wird, ließe sich nur mit weiterführenden Untersuchungen klären. Mischbaumarten können einerseits über ihre Streu Mikrohabitate für unterschiedliche Regenwurmarten bereitstellen (Cesarz et al. 2007). Andererseits zeigen einige Untersuchungen, dass die Qualität der Streu deren Abbaurate durch Regenwürmer nicht beeinflusst, bzw. dass sich die Regenwurmfauna nicht durch unterschiedliche Streuqualität verändert (Cortez 1998, Nachtergale 2002, Aubert et al. 2003). Diese Untersuchungen stehen im Widerspruch zu Ergebnissen von Staaf (1987) und den Ergebnissen der vorliegenden Untersuchung. Buchenreinbestände dagegen stellen durch ihre Streu stabilere Habitate mit möglicher höherer Winteraktivität der Regenwürmer und längerer Verfügbarkeit von Streu über das Jahr (Cesarz et al. 2007). Nach Phillipson (1978) hat der Bodentyp einen größeren Einfluss auf die Regenwurmdichte als die Art der Streu. Demnach müsste die Regenwurmdichte auf Bestandesebene ähnlicher sein als auf Nutzungsebene. Diese Aussage trifft auf den Schattiner Zuschlag im Vergleich mit Hevenbruch und Wirtschaftswäldern nicht zu. Nachtergale (2002) zeigte, dass in ungestörten Buchenwäldern mehr Regenwürmer vorkommen, als auf Störungsflächen. Entsprechende Untersuchungen liegen auch für

324

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Nadelwälder vor (Gemesi et al. 1995). Diese Ergebnisse stimmen mit der hier gefundenen Beziehung zwischen der Regenwurmdichte und den verschiedenen Nutzungsformen überein, erklären aber nicht die Unterschiede zwischen den Bestandestypen in dieser Untersuchung. Trotz der ungünstigen Bodenart liegen die pH-Werte im Hevenbruch im Mittel leicht über denen in den Wirtschaftswäldern. Dies könnte schon eine Auswirkung der Nutzungsaufgabe sein. In einer Untersuchung in Traubeneichenwäldern in Rheinland-Pfalz wurde gezeigt, dass dem Waldökosystem durch forstliche Nutzung teilweise verhältnismäßig große Mengen an Mineralstoffen entzogen werden, was zu einer beschleunigten Bodenversauerung führen kann (Block et al. 2007). Allerdings ist der Humusanteil im Hevenbruch noch etwas höher als in den Wirtschaftswäldern. Im Hevenbruch sind die höchsten Streuauflagen und die höchsten Humusgehalte im mineralischen Horizont gemessen worden. Damit liegt dort der größte Kohlenstoffspeicher im Boden im Vergleich mit den anderen Nutzungsformen. Der vorliegenden Untersuchung zufolge sind die endogäischen / anözischen Regenwürmer die Hauptursache für den beschleunigten Abbau von Streu und Humusgehalt. Fehlen die endogäischen / anözischen Regenwürmer aufgrund niedriger pH-Werte, akkumuliert sich kohlenstoffhaltiges Material in Boden und Streu. Da im Schattiner Zuschlag die signifikant niedrigsten Werte der Streuauflage und des Humusgehaltes im mineralischen Horizont gefunden

wurden,

kann

nach

der

vorliegenden

Untersuchung

mit

steigender

Nutzungsintensität eine steigende Kohlenstoffspeicherung im Boden verbunden sein. Dies steht im Gegensatz zu Ergebnissen aus Untersuchungen im Nationalpark Hainich (Knohl et al. 2003, Mund 2004). Bei diesen wurde anders als im vorliegenden Projekt der größte Anteil im Boden gespeicherten Kohlenstoffs in den nicht bewirtschafteten Wäldern gefunden. Im Hevenbruch kommen auch etwas mehr Regenwürmer als in den Wirtschaftswäldern vor, wobei besonders die Dichte der epigäischen Regenwürmer verhältnismäßig hoch ist. Die Abweichung der Biomasse von der Regenwurmdichte in den Reinbeständen des Hevenbruchs kommt dadurch zustande, dass an diesen Probepunkten fast ausschließlich epigäische Regenwürmer gefunden wurden, die artspezifisch kleiner sind als die endogäischen Regenwurmarten. Da die Streuauflage im Hevenbruch am höchsten ist, könnte der zusätzliche Lebensraum in der Laubstreu bewirken, dass die epigäischen Regenwürmer in so hoher Zahl vorkommen. Zudem fällt eine mögliche Konkurrenz mit endogäischen Arten auf diesen sauren Standorten fast aus. Die Werte der Bodendichte liegen im Hevenbruch zwar nahe der Oberfläche über denen der Wirtschaftswälder, steigen aber ab ca. 8 cm Tiefe kaum mehr an. Diese Werte kommen dadurch zustande, dass bei Probepunkten mit der Bodenart „Lehmige Sande“ die Bodendichte über alle Bestände ab 9cm Tiefe wieder abfällt und im Hevenbruch die meisten

325

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Punkte mit dieser Bodenart liegen. Da es natürlicherweise ungewöhnlich ist, dass die Bodendichte in größeren Tiefen abnimmt – sofern wie in diesem Fall keine besonderen Gründe dafür vorliegen –, steht zu vermuten, dass bis mindestens 20 cm Tiefe im Hevenbruch eine Bodenverdichtung durch Nutzungsmaßnahmen vorliegt, die sich besonders auf Böden der Bodenart „Lehmige Sande“ auswirkt und auf diesen Böden auch noch lange messbar bleibt. Nach dieser Hypothese müsste die Bodendichte in geringer Tiefe mit der Zeit zurückgehen und die Kurve des Eindringwiderstandes über der Tiefe steiler werden. Diese Deutung entspricht der Aussage, dass sich die Lagerungsdichte in überverdichteten Böden mit der Tiefe kaum erhöht, während sie in normalverdichteten Böden mit der Tiefe zunimmt (Gisi et al. 1990). Ähnlich wie im Schattiner Zuschlag zeichnen sich die Mischbestände im Hevenbruch im Vergleich zu den Reinbeständen durch höhere pH-Werte, niedrigere Humusanteile, eine niedrigere Streuauflage und niedrigere Bodendichte aus. Die Dichte der Regenwürmer unterscheidet sich kaum zwischen den Beständen. Allerdings kommen endogäische Regenwürmer fast nur in den Mischbeständen vor. Dort wurden sie sogar bei einem pH-Wert von 2,9 aufgefunden. In anderen Untersuchungen waren schon bei einem pH-Wert von 4,0 keine endogäischen / anözischen Regenwürmer mehr im Boden zu finden (Potthoff et al. 2008). Diese Unterschiede können sowohl durch die Standortsbedingungen als auch durch das Vorkommen und den Anteil der Mischbäume zustande gekommen sein. Die Wirtschaftswälder unterscheiden sich in den untersuchten Parametern im Mittel nur unwesentlich von denen des Hevenbruchs. Auch die Unterschiede zwischen Rein- und Mischbeständen entsprechen zum großen Teil denen im Hevenbruch bzw. im Schattiner Zuschlag. Nur der pH-Wert liegt in den Mischbeständen der Wirtschaftswälder geringfügig unter dem in den Reinbeständen, wohingegen der Humusanteil im mineralischen Horizont in den Mischbeständen höher ist. Dies stellt eine Verschiebung im Vergleich zu den Rein- und Mischbeständen der anderen Nutzungsformen dar. Es könnte ein Hinweis darauf sein, dass die Mischbestände durch die Bewirtschaftung stärker beeinflusst werden als die Reinbestände. Wie im Hevenbruch lässt die Kurve des Eindringwiderstandes über der Tiefe auch in den Wirtschaftswäldern eine anthropogene Bodenverdichtung vermuten. Zwar enthalten die Wirtschaftswälder nur einen Probepunkt mit der Bodenart „Lehmige Sande“, wodurch der Verdichtungseffekt in der Gesamtbetrachtung möglicherweise nicht ganz so deutlich wird. Da die Ursache aber die gleiche ist, müsste sich auch in den Wirtschaftswäldern bei Nutzungsaufgabe mit der Zeit eine steilere Kurve des Eindringwiderstandes über der Tiefe zeigen.

326

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Betrachtet man die Bodendichte nach Nutzung und Bestand über der Tiefe, so stellt man fest, dass sich die Bodendichten der Rein- und Mischbestände im Hevenbruch und im Schattiner Zuschlag mit zunehmender Tiefe annähern. In den Wirtschaftswäldern liegen die Werte für die Bodendichte in Rein- und Mischbeständen am dichtesten beieinander. Zudem lässt sich anders als im Hevenbruch und im Schattiner Zuschlag keine Annäherung der Bestände über die gemessene Tiefe feststellen. Das kann entweder daran liegen, dass die Böden der Mischbestände z.B. durch den vielseitigeren Unterwuchs, die Bevorzugung durch bodenwühlende Tiere oder durch mehrschichtigen Bestandsaufbau besser gelockert werden. Das lässt sich auch mit den vorliegenden Ergebnissen unterstützen. Der Eindringwiderstand sinkt, wenn die Regenwurmbiomasse zunimmt, sofern man die Unterschiede durch die Nutzungsarten herausrechnet. Eine zweite mögliche Begründung ist eine abweichende Bewirtschaftung von Rein- und Mischbeständen bzw. eine höhere Anfälligkeit der Mischbestände für Bewirtschaftungsmaßnahmen. Dabei könnte es bei stärkerer Nutzung in den Mischbeständen zu einer höheren Verdichtung in den oberen Bodenschichten kommen. Diese Hypothese stimmt auch mit den Überlegungen zu pH-Werten und Humusgehalten überein. Eine unterschiedliche Bewirtschaftung der Bestandestypen wurde in der vorliegenden Arbeit nicht untersucht. Ist aber durchaus denkbar, da baumartenspezifische Bestandesbehandlungen in Mischbeständen häufig eine insgesamt stärkere Pflegeintensität erfordern als in Reinbeständen. 4.6.3.3.4 Zusammenfassung der Ergebnisse und Behandlungsempfehlungen Den erhobenen Daten zufolge unterscheidet sich der Hevenbruch außer in der Höhe der Streuauflage im Mittel nicht signifikant von den Wirtschaftswäldern. Daraus lässt sich schließen,

dass

nach

12

Jahren

der

Nutzungsaufgabe

noch

keine

messbaren

Veränderungen der Bodenparameter festzustellen sind. Die Tendenz einer „Erholung“ ist aber aus allen untersuchten Parametern ersichtlich. Der Schattiner Zuschlag unterscheidet sich von den Wirtschaftswäldern und dem Hevenbruch signifikant durch die geringe Höhe der Streuauflage, den hohen pH-Wert und den niedrigen Humusanteil im mineralischen Horizont des Bodens, die Bodendichte sowie die hohe Regenwurmbiomasse und das reiche Vorkommen endogäischer Regenwürmer. Diese Unterschiede lassen vermuten, dass die Nutzungsaufgabe im Schattiner Zuschlag inzwischen messbare Verbesserungen für Bodenfauna und –flora bewirkt hat. Unterschiede zwischen den Beständen der einzelnen Nutzungsformen sind nur bei der Bodendichte über alle Nutzungsformen signifikant und im Schattiner Zuschlag auch bei den

327

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

pH-Werten und der Regenwurmbiomasse. Die Bodenverdichtung scheint sich auf die Mischbestände stärker auszuwirken als auf die Reinbestände. Als Fazit lässt sich anhand der vorliegenden Ergebnisse herausstellen, dass die Nutzungsaufgabe im Bereich der Bodenparameter und Bodenfauna aufgrund der vorliegenden Untersuchung diverse positive Folgen für den Wald hat, auch wenn die unterschiedlichen

Nutzungsformen

aufgrund

der

teilweise

spezifischen

Standortseigenschaften nur bedingt vergleichbar sind. Dies trifft insbesondere dann zu, wenn sie über den Zeitraum einer Forsteinrichtungsperiode hinausgeht. Die Unterschiede zwischen Rein- und Mischbeständen sind außer im Schattiner Zuschlag so gering, dass sie kaum als Grund für eine veränderte Bewirtschaftung herangezogen werden können. Lediglich um die Bodenverdichtung zu verringern, könnte sich eine Förderung der Mischungsanteile lohnen. Diese kann aber durch intensiveren Pflegebedarf wiederum zu negativen Auswirkungen auf den Bestand führen. Dass es nur nach sehr langen Zeiträumen möglich ist, eine Verbesserung der Bodenparameter zu erreichen, ist allerdings noch kein Hinweis dafür, dass auch entgegen gesetzte Entwicklungen mit einer ähnlichen Verzögerung auftreten. Bei einer intensiveren Bewirtschaftung ist durchaus anzunehmen, dass sich sehr schnell eine signifikante Verschlechterung einstellt.

4.6.5 Ausblick Während der Probennahme waren verschiedene Parameter aufgefallen, die weiteren Einfluss auf den Waldboden haben und die Ergebnisse verfälschen oder überlagern könnten. Die Nähe einzelner Probepunkte zum Waldrand könnte zwei unterschiedliche Einflüsse auf die Ergebnisse haben. Zum einen grenzt der Wald meistens an landwirtschaftlich genutzte Flächen, von denen ein Eintrag von Nährstoffen und / oder Kalk zu erwarten ist. Kalk könnte außerdem von mit kalkhaltigem Gestein geschotterten Wegen in den Wald eingebracht worden sein. Dies ist heute häufig nicht mehr nachvollziehbar. Vermehrter Kalkeintrag in den Boden bedeutet zunächst eine kleinstandörtliche Verschiebung des pH-Wertes und damit eine mittelfristige Zunahme der Regenwürmer. Weitere Auswirkungen können auch die anderen gewonnen Bodenparameter beeinflussen. Zum Zweiten ist eine Waldrandlage häufig windexponiert. Durch die Winderosion könnte Streu verblasen werden und die Streuauflage mit der Nähe zum Waldrand abnehmen. Zudem wäre eine Austrocknung windexponierter Waldrandlagen denkbar. Eine erste Auswertung unter Einbeziehung der Waldrandlage gab zwar keinen signifikanten Einfluss, trotzdem muss dieser Faktor intensiver

328

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

untersucht werden. Hierdurch könnten auch Hinweise auf die Bedeutung eines stufig aufgebauten Waldrandes für die forstliche Nutzung gewonnen werden. An einigen Probepunkten war auf dem Waldboden eine starke Tätigkeit bodenwühlender Säugetiere zu beobachten, insbesondere Wildschweine, Maulwürfe und Wühlmäuse. Möglicherweise könnte eine gegenseitige Einflussnahme dieser Tiere auf die im Projekt untersuchten Regenwürmer vorliegen. Gelegentliche Übereinstimmungen zwischen der beobachteten Wühltätigkeit und der Dichte der Regenwürmer an bestimmten Probepunkten wurden beobachtet. Die Auflockerung des Bodens durch die Säugetiere und die Untermischung von Laubstreu könnten die Lebensbedingungen für die Regenwürmer verbessern. Andererseits könnte eine hohe Regenwurmdichte Wildschweine, Maulwürfe und Wühlmäuse anlocken, zu deren Nahrung die Regenwürmer gehören. Ob diese Verbindung zwischen bodenwühlenden Säugetieren und Regenwürmern statistisch gesehen besteht und einen messbaren Einfluss auf die aufgenommenen Daten hat, konnte in diesem Projekt nicht untersucht werden. Eine direkte Messung des Streuabbaus durch Netzbeutel wäre ebenfalls erstrebenswert, da diese Methode die beste Möglichkeit zur Messung von Abbauraten liefert. Eine einfache Screening-Methode in dieser Hinsicht ist die Messung der Fraßaktivität von Bodentieren mit Fraßstäbchen. Innerhalb der vorhandenen Projektdauer waren diese Methoden wegen ihres großen Aufwandes aber nicht anwendbar. 4.6.6 Literatur Aaltonen V. T. (1948): Boden und Wald. Paul Parey, Berlin. AGBoden

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W.

(1996):

Naturschutz

im

Wald:

Qualitätsziele

einer

dynamischen

Waldentwicklung. Verlag Eugen Ulmer & Co., Stuttgart.

331

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Scheu S. (1987): The role of substrate feeding earthworms (Lumbricidae) for bioturbation in a beechwood soil. Oecologia 72, 192-196. Scheu S. (1987): The influence of earthworms (Lumbricidae) on the nitrogen dynamics in the soil litter system of a deciduous forest. Oecologia 72, 197-201. Staaf H. (1987): Foliage litter turnover and earthworm populations in three beech forests of contrasting soil and vegetation types. Oecologia 72, 58-64. Wild A. (1993): Umweltorientierte Bodenkunde: Eine Einführung. Spektrum Akademischer Verlag GmbH, Heidelberg, Berlin, Oxford. Wittich W. (1961): Der Einfluß der Baumart auf den Bodenzustand. Allgemeine Forstzeitschrift, 16. Jahrgang – Nr. 2, 41-45.

332

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Teilprojekt 4.7 Waldbauliche Schlussfolgerungen von Knut Sturm, SilvaVerde

333

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.7 Waldbauliche Schlussfolgerungen 4.7.1 Einleitung Auf der Basis der Ergebnissen und Erfahrungen der Folgeinventur werden Konsequenzen für das Lübecker Waldbaukonzept (integrierter Prozessschutz) aufgezeigt. Bezüglich der allgemeinen waldbaulichen Strategie sei auf den Allgemeinen Teil der Forsteinrichtung und die Zertifizierungsvorgaben der Naturland Waldzertifizierung verwiesen. Zum besseren Verständnis werden jedoch einleitend einige ökologische Grundlagen skizziert, welche die Unterschiede in der waldbaulichen Denkweise zwischen dem hier bearbeiten Ansatz und dem „üblichen waldbaulichen Vorgehen“ darstellen sollen. Die untersuchten Buchenwälder unterscheiden sich deutlich hinsichtlich des Waldwachstums. Dies ist in erster Linie auf die Bewirtschaftungsintensität zurückzuführen. Will man Referenzflächen als waldbauliche Lernflächen nutzen, so ist eine waldbauliche Orientierung an dem Wachstum und der Entwicklung der Naturwälder erforderlich. Der Wald als langlebiges Ökosystem entwickelt sein komplexes Gefüge in großen Zeiträumen. Die in diesen Zeiträumen vorherrschenden Entwicklungsbedingungen prägen die

Biozönose

sowie

abiotische

Faktoren.

Waldbauliche

Eingriffe

verändern

die

Artenausstattung und Struktur der Waldbestände. Negative Auswirkungen sind vor allem für Arten, die auf die Fortdauer der natürlichen Entwicklungsdynamik angewiesen sind, zu erwarten. Eine auf Extensivierung basierende Waldwirtschaft zielt deshalb vor allem darauf ab wirtschaftliche, ökologische und soziale Rahmenbedingungen zu schaffen, bei denen weitgehend natürliche Entwicklungsabläufe ermöglicht werden („Die Natur wird genutzt hat es aber nicht gemerkt.“). Prozessschutz orientierter Waldbau bedeutet, dass primär nicht Zustände, sondern Entwicklungsbedingungen zu schützen sind. Spurr und Barnes stellen dazu fest: "Es wird mehr und mehr erkennbar, dass der Wald niemals stabil ist, sondern in den späten Sukzessionsphasen ebenso wie in den früheren Phasen der Pflanzensukzession eine dynamische Gemeinschaft bleibt. Ebenso wie ein Wald, der aus intoleranten Pionierbaumarten

zusammengesetzt

ist,

ändert

sich

ein

Wald

aus

toleranten

Schattbaumarten dauerhaft in Zusammensetzung und Struktur und in der dazugehörigen Fauna und Flora. Die Rate der Veränderung mag geringer sein, sie mag wie eine Asymptote erscheinen oder um diese fluktuieren, aber die Veränderung ist immer noch ein Charakteristikum der Gemeinschaft". (s. Spurr und Barnes 1980, S. 416, in sinngemäßer Übersetzung).

334

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Aus der Beobachtung der natürlichen Prozesse im Wald wird zunehmend deutlich, dass sich Waldökosysteme als relativ stabile Ökosysteme unter zufallsbeeinflussten Bedingungen entwickeln,

die auch durch wiederkehrende Störungen unterschiedlicher

Art

und

unterschiedlichen Ausmaßes gekennzeichnet sind. Diese Störungen sind eine wesentliche Ursache für das vielfältige Erscheinungsbild von Wäldern und damit indirekt auch für deren Selbstregulation. Diese relative Vielfalt ist jedoch nicht mit einer absoluten höchst möglichen Vielfalt

gleichzusetzen.

Sie

ist

vielmehr

das

Ergebnis

eines

zufallsbeeinflussten

multivariablen Sukzessionsmosaiks (vgl. auch Sturm 1993). Prozessschutz orientierter Waldbau bedeutet deshalb, "den Zufall zu schützen" und waldbauliche Eingriffe möglichst zu vermeiden oder zumindest zu minimieren. Der „herkömmliche“ Waldbau sieht nicht selten eine seiner wesentlichen Aufgaben darin, die Natur berechenbar zu machen und den Zufall damit auszuschalten: "... ergibt sich die unabweisbare Pflicht, waldbauliche Ziele langfristig zu setzen, und sei es nur, um die Entwicklung des Waldes dem Spiel blinder Zufälligkeiten zu entziehen" (s. Kremser 1989, S.1). Die Waldpflege strebt also in der Regel danach, Bäume und Bestände in stabilen Gemeinschaften

zu

Insektenkalamitäten

halten zu

und

stabilisieren,

gegen also

Windwurf, gegen

eben

Schneebruch, jene

Zufälle,

Brand welche

oder die

Entwicklungsdynamik entscheidend anstoßen. Qualitätsmerkmale im holztechnischen Sinne oder eine physikalische Stabilität von Individuen oder Beständen bringen eine einseitige Auslese nach bestimmten Merkmalen. Damit wird die zufallsbedingte Multivariabilität eingeengt. Auch gezielte Naturschutzmaßnahmen können den Zufall nicht nachahmen. So können auch die z.B. von Hill (1987) und Völkl (1991) geforderten Kahlflächen oder Lichtungen und ihre Vernetzung im Wald zur Förderung der Pionier- und "Katastrophenarten" echte zufallsbeeinflusste, multivariable Sukzessionsmosaike nicht ersetzen. Aus systemorientierter Sicht kann die Vermeidung von Zufall zu Uniformität führen. Die Ergebnisse dieser Studie belegen weitgehend die im Vorfeld getroffenen theoretischen Überlegungen. Sie zeigen aber auch an welchen „Stellen“ des waldbaulichen Handelns noch „Minimierungsmöglichkeiten“ bestehen. Dient der Naturwald als „Maßstab“ für die Funktionsfähigkeit der Buchenwaldökosysteme, spielt die Kontinuität bzw. die weitgehende Ungestörtheit der Entwicklung eine besondere Bedeutung. Somit ergibt sich für den Waldbau, dass es zu einer möglichst weitreichenden Eingriffsminimierung kommen sollte, die aber die wirtschaftlichen und sozialen Ziele der Waldwirtschaft nicht vernachlässigt. Die nachfolgenden waldbaulichen Minimierungsvorschläge basieren auf den Erfassungen und Erfahrungen der vergangenen 15 Jahren im Stadtwald Lübeck und stellen somit erste

335

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Ergebnisse

eines

auf

Langfristigkeit

abzielenden

Konzeptes

dar.

Sie

sind

als

Arbeitshypothesen aufzufassen, die im weiteren Verlauf auf Ihre Plausibilität geprüft und immer wieder in Relation zu den Referenzflächen gesetzt werden müssen.

336

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.7.2 Waldbauliche Minimierungsoptionen

4.7.2.1 Baumartenwahl

In einigen Untersuchungen des Projektes konnte gezeigt werden welche Bedeutung Mischbaumarten in den Buchenwaldökosystemen besitzen (s. u.a. Teilprojekt Boden 4.6). Die Buche als langfristig konkurrenzstärkste Baumart lässt Mischbaumarten in bestimmten Waldentwicklungsphasen zu. Dies führt über ein kleinflächiges Sukzessionsmosaik letztlich dazu, dass Mischbaumarten je nach standörtlichen Verhältnissen mehr oder weniger ganzflächig verbreitet sind. Der entscheidende Faktor für die langfristige Beteiligung von Mischbaumarten in den untersuchten Buchenwäldern ist nicht die forstliche Förderung, sondern vielmehr das Etablierungspotenziale der Baumarten. Der Wildverbiss und das in Abhängigkeit der Kronendachlücken vorhandene Strahlungsangebot sind die wesentlichen Faktoren des Auftretens von Mischbaumarten. Daher ist für die Mischbaumartenförderung ein gezieltes

Jagdmanagement,

das

die Mischbaumarten in die entsprechenden

Sukzessionsphasen integriert, waldbauliche Maßnahmen vorzuziehen. Die Förderung einzelner Mischbaumarten sollte weiterhin ausschließlich qualitativ motiviert sein.

4.7.2.2 Pflegestufen und deren waldbauliche Behandlung

Etablierungsphase Bestände der Waldetablierungsphase wurden nicht untersucht. Entsprechend den Empfehlungen des integrierten Prozessschutzes ist auf eine Pflanzung weitgehend zu verzichten. In der Naturverjüngung sollten Pionierbaumarten dominieren.

Qualifizierungsphase In der Qualifizierungsphase steht vor allem die qualitative Differenzierung der Bestände im Vordergrund. Am Ende dieser Entwicklungsphase haben die herrschenden Bäume einen astfreien Schaft von 6 bis 10 m Länge entwickelt und die am Bestandesaufbau beteiligten Individuen können nach Qualität und Vitalität eingeschätzt werden. Pflegeeingriffe sind in dieser Phase weder nötig noch zielführend.

337

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Auslesephase Die Qualifizierungsphase wird durch die Auslesephase abgelöst. Das waldbauliche Ziel in dieser Entwicklungsphase ist die Erhaltung und ggf. Förderung der vitalen und qualitativ hochwertigen Bäume bzw. die Zuwachssteigerung dieser Individuen. Im herkömmlichen Sinne werden dazu 50 bis 200 Z- Bäume ausgewählt und im Rahmen von Durchforstungen je nach waldbaulicher Vorgabe alle 5 Jahre durch das Entfernen von 1 bis 7 Bedränger pro Z-Baum gefördert. Im Rahmen der vorliegenden Studie konnte gezeigt werden, dass es keine ertragskundliche Rechtfertigung für 5-jährige Durchforstungsintervalle gibt (s. Teilprojekt Waldwachstum). Erst nach 50 Jahren ohne Pflege sinkt der Durchmesserzuwachs auf ein signifikant niedrigeres Niveau ab. 12 Jahre Nicht-Pflege besitzen keinen Einfluss. Außerdem konnte belegt werden, dass die vitalsten Bäume eines Kollektivs auch nach 50 Jahren nur geringe Unterschiede im Durchmesserzuwachs aufweisen. Des Weiteren führt eine starke Durchforstung zu flächenbezogenen Zuwachsverlusten (s. Teilprojekt Waldwachstum). In der Auslesephase im BHD Bereich von 20 bis 40 cm besitz die Bestandesdichte einen negativen Einfluss auf den Einzelbaumzuwachs. Ab einem BHD von 40 cm ist der Durchmesserzuwachs nahezu unabhängig von der Bestandesdichte. Daraus ergibt sich eine Neuorientierung in der Auslesephase. Im Durchmesserbereich von 20 bis 40 cm können Durchforstungen zur Förderung der qualitativ besten Bäume sinnvoll sein. Hierzu sind Bedränger der Z-Bäume zu entnehmen, die die gleiche oder bessere Vitalität als die Z-Bäume aufweisen. Bäume mit geringerer Vitalität sind zu schonen. Die Eingriffsintervalle sind von 5 auf 15 Jahre zu strecken. Das bedeutet 3 Durchforstungen im Durchmesserbereich von 20 bis 40 cm.

Die Kriterien für einen Z-Baum sind: 1.

Vitalität -

Gesundheit (soweit an äußeren Merkmalen feststellbar)

-

Soziale Stellung (nur Krafft’sche Baumklasse 1 und 2)

-

Kronenform (wipfelschäftig, keine Zwiesel etc.)

-

Belaubungsdichte

338

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

2.

Qualität -

keine erkennbare biotische (z.B. Insekten, Pilz- und Schälschäden, Krebs etc)

-

keine abiotischen (z.B. Sonnenbrand, Fäll- und Rückeschäden etc.) Schäden

-

auf mindestens 25 % der auf dem gegebenen Standort zu erwartenden Endbaumhöhe (das entspricht i.d.R. 7 - 10 (12) in Stammlänge) ist B-Qualität zu erwarten

Werden die Kriterien für die Auslesebäume konsequent eingehalten und nur deren schärfste Bedränger entnommen, die dann ebenfalls vorherrschende und herrschende Individuen sein müssen, sind Eingriffe in Mittel- und Unterstand grundsätzlich zu unterlassen. Dadurch wird die Rolle der Bedränger vollkommen neu definiert. Des Weiteren scheint der Erhalt von schwachwüchsigen Unterständler einen positiven Effekt auf ephiphytische Flechten zu besitzen (s. Teilprojekt Botanik). Eingriffe zur Entrümpelung von Beständen oder Bestandesteilen, in denen keine Z-Bäume gefunden wurden, sind ebenfalls grundsätzlich zu unterlassen. In Bestände, in denen kaum Auslesebäume gefunden werden, ist nur die vorgefundene ggf. auch sehr geringe Zahl an Auslesebäumen zu fördern. Hier gilt es vielmehr die Bestandesentwicklung abzuwarten anstatt „Auslesebäume mit herabgesetzten Anforderungen“ auszuwählen.

Vorratspflegephase

Die Vorratspflegephase schließt an die Auslesephase an. Hier sollen die wertvollen Holzvorräte bis zur Zielstärke geführt werden. In der Regel werden in den meisten Waldbaukonzepten schwächere Durchforstungsmaßnahmen zur weiteren Kronenpflege der Z-Bäume durchgeführt. Allerdings reduzieren Durchforstungen den flächenmäßigen Zuwachs und besitzen gemäß den vorliegenden Ergebnissen lediglich bis zu einer Stammstärke von 40 cm einen deutlichen positiven Effekt. Daher wird eine Hiebsruhe für Bestände ab BHD von 40 cm vorgeschlagen. Die Nutzung setzt erst wieder ein, wenn die ersten Bäume die Zieldurchmesser erreicht haben. Damit wird der flächenmäßige und einzelbaumbezogene Zuwachs optimal genutzt.

339

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Dauerwaldphase Die Dauerwaldphase

sollte durch ein möglichst

kleinflächiges

Sukzessionsmosaik

verschiedenen Waldentwicklungsphasen geprägt sein, wobei ganzflächig ältere Bäume vorhanden sind bzw. das Bestandesbild prägen. Die vorherrschende Nutzungsform ist die Zielstärkennutzung. Die

insgesamt

schwächeren

waldbaulichen

Eingriffe

sollten

zu

einer

starken

Durchmesserdifferenzierung in den Beständen geführt haben, die eine kontinuierliche Zielstärkennutzung ermöglicht. Diese ist dann konsequent für alle Bäume mit mindestens BHolzqualität durchzuführen. Ein Teil oder alle Bäume mit schlechteren Qualitäten sind als Biotopholz zu erhalten.

4.7.2.3 Zielvorräte

Im Kapitel 4.1. (Teilprojekt Waldwachstum) wurde bereits die Frage der Zielvorräte diskutiert. Die vorliegenden Ergebnisse lassen dauerhafte Zielvorräte von 600 VFm m.R. für die hier vorgestellte waldbauliche Behandlung der Buchenwälder der Jungmoräne sinnvoll erscheinen.

4.7.2.4 Biotopholz

Lebendes sowie totes Biotopholz ist eines der Schlüsselhabitate für typische Waldarten und spielt eine bedeutende Rolle für die natürliche Artendiversität. Selbst durch naturnahe Bewirtschaftungsformen werden sie im Rahmen der Waldpflege nicht ausreichend geschützt. So konnte gezeigt werden, dass der Biotopholzanteil in den Lübecker Wirtschaftswäldern nur halb so hoch ist wie in den seit Einführung des Konzeptes nicht mehr bewirtschafteten Buchenwäldern. Es liegt die Vermutung nahe, dass nur die konsequente Extensivierung der waldbaulichen Eingriffe verbunden mit einem konsequenten Vorratsaufbau zu einer nachhaltigen Erhöhung der Biotopholzanteile führt. Als konkrete Maßnahmen und Unterlassungen sollten die bereits beschriebenen waldbaulichen Konsequenzen umgesetzt werden (vor allem das Schonen der schwachwüchsigen Unterständler sowie der mit schlechter Qualität ausgestatteten, alten Bäume). Weitere Maßnahmen zum Schutz der Altund Totholzbiozönose, wie sie im Rahmen des integrierten Prozessschutzes und der

340

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Naturlandzertifizierung definiert sind, sollten selbstverständlich weiterhin durchgeführt werden.

Weiterer Forschungsbedarf besteht in der Anwendung des Schutzes aller schlechten Bäume

in

der

Dauerwaldphase.

Hier

bleibt

abzuwarten,

wie

diese

die

Bestandesstruktur verändern bzw. die Entwicklung von qualitativ guten, jüngeren Bäumen beeinflussen können.

4.7.2.5 Erschließung

Der Schutz der Waldböden ist ein zentraler Punkt für die Waldwirtschaft. Die Erschließung wirkt aber nicht nur direkt auf den Waldboden (Verdichtung), sondern auch indirekt als „Eintrittspforte“ für ruderale Pflanzenarten. Durch die Befahrung der Rückegassen wird eine permanente Störung hervorgerufen, die zu einer nicht erwünschten, stärkeren Ausbreitung von ruderalen Pflanzenarten und Neophyten in den Waldlebensgemeinschaften führt (s. Teilprojekt

Botanik

4.3).

Somit

bestehen

im

Rahmen

der

Walderschließung

Minimierungsoptionen für die Befahrungsintervalle und die Dichte der Erschließung. Die Befahrungsintervalle richten sich nach den Eingriffsintervallen, was eine Streckung von 5 auf 15 Jahre bedeutet (vgl. Abschnitt Pflegestufen) Die Erschließungsdichte ist durch die Naturland Waldzertifizierung mit zurzeit 40 m Abstand vorgegeben und wurde entsprechend in den letzten 15 Jahren angelegt. Zu Abweichungen kam es nur in nadelholzdominierten Beständen. Eine flächige Bodenbefahrung hat in den letzten 15 Jahren nicht mehr stattgefunden. Für buchendominierten Beständen wird eine Ausweitung des Rückgassenabstand auf (80) bzw. 100 m vorgeschlagen. Dies lässt sich umsetzten, indem die Holzernte auf eine Zielstärkennutzung mit Bäumen, deren Höhe bei Zielstärke mehr als 40 m beträgt, konzentriert wird. Die Pflegeeingriffe werden dadurch deutlich reduziert. Somit wird auf lange Sicht der Zielstärkennutzungsanteil an der Gesamtnutzung auf über 80 % von derzeit schon 60 % ansteigen. Aufgrund der geringen Stückmasse des Durchforstungsholzes (20 bis 40 cm

BHD)

kann

es

mit

Pferden

an

die

Rückgasse

vorgeliefert

werden.

Das

Zielstärkennutzungsholz ist entsprechend zu seilen.

341

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Teilprojekt 4.8 Betriebswirtschaftliche Bewertung Von Lutz Fähser, Ulrich Hampicke, Götz Heeschen und Achim Schäfer

342

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.1

Die Bestandeswerte des Wirtschaftswaldes Lübeck sowie der Naturwälder „Hevenbruch“ und „Schattiner Zuschlag“ des Stadtwaldes Lübeck (Götz Heeschen, LANU)

Die betriebswirtschaftliche Bewertung umfasst folgende Waldflächen des Stadtwaldes Lübeck (ausgewerteter Holzboden): 1.533,6 ha 161,1 ha 50,5 ha

Wirtschaftswald auf Jungmoräne (WiW) Naturwald Hevenbruch (NW Hev) Naturwald Schattiner Zuschlag (NW Scha)

Die Bestandesdaten wurden 2003 durch die Forsteinrichtung erhoben. Die drei Waldflächen unterscheiden sich in der Flächengröße. Sie repräsentieren bei gleichem Standort typische Buchen- und Eichenbestände des Stadtwaldes Lübeck. In der Baumarten- und Alterszusammensetzung liegen naturgemäß Unterschiede vor, vgl. Tabelle 1, Pos.1 u.2. Der Wirtschaftswald ist im Durchschnitt 83 Jahre, der Naturwald Hevenbruch 101 Jahre und der Naturwald Schattin 94 Jahre alt. Die Baumartenverteilung der drei Flächen ist ähnlich (40-50% Buche, 10-30% Eiche). Die durchschnittlichen Bestandeswerte für Buche nach der Waldwertrechnung NRW ergeben für die drei Flächen 13.000 bis 18.000 EUR, die aufgrund der unterschiedlichen Alterszusammensetzung und der Bonitäten zustande kommen. Qualitätsunterschiede sind nicht nachweisbar, vgl. Tabelle1, Pos.3. Die durchschnittlichen Bestandeswerte für Eiche ergeben für die drei Flächen 27.000 bis 35.000 EUR, die ebenso begründet sind. Deutliche Qualitätsunterschiede sind auch hier nicht nachweisbar, vgl. Tabelle 1 Pos.4. Der betriebswirtschaftliche Vergleich hat also ergeben, dass die Stilllegung von Wäldern im Stadtwald Lübeck in einem Zeitraum von 20-50 Jahren zu keiner Qualtätsverschlechterung führte.

343

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle 1 Betriebswirtschaftlicher Vergleich des Wirtschaftswaldes auf Jungmoräne, der Naturwälder "Hevenbruch" und "Schattiner Zuschlag" des Stadtwaldes Lübeck

Auswertungsfläche:

1.533,6 ha 161,1 ha 50,5 ha Aufnahme

Wirtschaftswald auf Jungmoräne (WiW) Naturwald Hevenbruch (NW Hev) Naturwald Schattiner Zuschlag (NW Scha)

2003

1. Altersklassenverteilung

Altersklassen 1 2 3 4 5 6 7 8 9

d Alter Jahre

WiW % 2 17 22 10 9 19 9 4 8 100

NW Hev % 3 0 15 22 9 10 29 5 6 100

NW Scha % 0 15 4 21 12 31 6 0 11 100

83

101

94

WiW % 24 42 10 8 1 7 8

NW Hev % 14 53 14 6 0 6 6

NW Scha % 27 46 8 6 0 3 10

2. Baumartenverteilung

Baumartengrp Ei Bu ALh ALn Ki Lä Fi

344

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Dgl

1 100

1 100

0 100

345

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

3. Bestandeswerte für Buche Ermittlung der Waldwerte nach Bestandeswerten der Waldbewertungsrichlinie 2006 NRW

WiW AKL 1 2 3 4 5 6 7 8 9

Fläche ha 4,0 123,6 86,8 75,4 56,9 183,1 58,0 34,9 18,3 640,9

d EKL 1,0 1,0 2,0 2,6 3,1 3,3 3,1 3,0 3,0 2,5

d B° 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 1,6 2,0 1,5 2,0 1,8

d Wertziffer 2,9 2,5 2,4 2,2 2,0 2,3 2,3 2,3 2,2

Wert/ha EUR 9.566 12.559 13.189 13.671 13.716 11.941 16.360 13.352 17.623 13.214

AKL 1 2 3 4 5 6 7 8 9

Fläche ha 0,3 0,0 3,5 20,8 6,8 5,7 40,3 6,9 0,7 84,9

d EKL 1,0

d B° 2,0

d Wertziffer 2,0

Wert/ha EUR 7.984

1,3 3,2 3,0 3,4 2,8 2,6 2,1 2,9

2,0 2,0 2,0 2,0 1,6 0,9 1,4 1,7

2,7 2,1 2,2 1,9 2,1 2,2 2,9 2,1

16.846 11.520 13.875 15.277 15.253 11.925 17.157 14.014

AKL 1 2 3 4 5 6 7 8 9

Fläche ha 0,0 0,7 1,2 4,8 0,7 13,6 2,0 0,0 0,3 23,3

d EKL

d B°

d Wertziffer

Wert/ha EUR

1,0 1,0 2,0 3,7 2,5 4,0

2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 1,9

2,5 2,1 2,7 2,2 2,8

12.510 18.697 16.245 14.819 19.491 15.709

3,8 2,5

1,5 2,0

2,4 2,2

12.531 18.020

NW Scha/ WiW

+NW

Sum. Bu

NW Hev

Sum. Bu

NW Scha

Sum. Bu

Vergleich

NW Hev / WiW

+NW

346

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

AKL 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Sum. Bu

0,83 1,28 bes. Bonität 0,84 1,01 1,28 höh. B° 0,93 0,89 0,97 1,06

1,00 1,42 bes. Bonität 1,19 bes. Bonität 1,08 bes.Bonität, 1,63 B° 0,96 0,71 1,36

Ergebnis: NW keine auffällige Qualitätssteigerung.

347

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4. Bestandeswerte für Eiche Ermittlung der Waldwerte nach Bestandeswerten der Waldbewertungsrichlinie 2006 NRW

WiW AKL 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Sum. Ei

Fläche ha 15,3 60,0 44,4 36,0 16,2 32,3 34,6 30,1 98,8 367,7

alle Ba

1533,6

d EKL 1,0 1,0 1,8 2,0 2,0 2,0 2,0 1,0 1,0 1,4

d B° 2,0 2,0 1,8 1,4 1,3 1,1 1,2 1,3 1,2 1,5

d Wertziffer 2,5 2,5 2,2 2,3 2,2 2,0 1,8 1,9 2,0

Wert/ha EUR 14.641 17.529 19.569 18.754 20.541 19.596 23.849 41.683 43.406 27.616 14.507

NW Hev AKL 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Sum. Ei

Fläche ha 0,0 0,0 0,9 4,6 4,1 0,1 3,8 0,0 9,8 23,3

alle Ba

161,1

d EKL

d B°

d Wertziffer

Wert/ha EUR

2,0 2,0 2,0 3,0 1,5

2,0 1,4 1,1 1,6 1,1

2,2 2,3 2,1 3,0 2,0

20.733 17.966 17.987 19.388 29.885

1,1 1,5

1,4 1,3

1,6 1,9

46.855 32.202 14.014

NW Scha AKL 1 2 3 4 5 6 7 8 9

Fläche ha 0,0 0,1 0,1 3,0 3,8 0,5 0,9 0,0 5,3

d EKL

d B°

d Wertziffer

Wert/ha EUR

1,0 2,0 1,9 1,0 1,0 1,0

1,4 1,5 2,0 1,6 1,2 1,2

2,0 2,3 2,4 2,3 2,4

12.832 17.833 25.463 33.224 29.556 34.131

1,0

1,3

2,0

43.831

348

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Sum. Ei

13,7

alle Ba

50,5 NW Hev / WiW

Vergleich AKL 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Sum. Ei

1,4

1,9

2,2

35.352

20.582

+NW

NW Scha/ WiW

1,06 höh.B°+dWZ 0,96 0,88 0,99 1,25 bes. Bonität

0,73 0,91 1,36 1,62 1,51 1,43

1,08 höh.B°+dWZ 1,17

1,01 1,28

+NW

höh.B° höh.B°, EKL höh. EKL höh. EKL

Ergebnis: NW nur teilweise leichte Qualitätssteigerung.

349

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.2 Ökonomische Analyse und Bewertung des Referenzwaldes „Schattiner Zuschlag“ im Hinblick auf das betriebswirtschaftliche Prinzip der Kostenminimierung (Achim Schäfer & Ulrich Hampicke) 4.8.2.1 Einleitung Im Rahmen des von der DBU geförderten Projektes „Nutzung ökologischer Potenziale von Buchenwäldern für eine multifunktionale Bewirtschaftung“ soll geprüft werden, ob eine naturnahe Waldnutzung nach dem Lübecker Konzept auch ökonomisch sinnvoll ist. Nach dem Lübecker Konzept sollen sich die Bewirtschaftung der Wälder an der natürlichen Waldgesellschaft und die Erträge aus der Holznutzung an dem natürlichen Ertragsniveau der Standorte orientieren. Das betriebswirtschaftliche Ergebnis soll durch die Minimierung der waldbaulichen Eingriffe optimiert werden (Minimum-Prinzip). Ziel des Konzeptes ist die Produktion von qualitativ hochwertigem Stammholz durch eine konsequente Reduktion kostenintensiver Pflegemaßnahmen. Insbesondere in den ersten zwei Altersklassen soll bis zum Alter von 40 Jahren eine natürliche Waldentwicklung ohne waldbauliche Eingriffe erfolgen. Die Befürworter des Minimum-Prinzips vertreten die These, dass der Verzicht auf eine intensive Waldwirtschaft betriebswirtschaftlich der beste Weg ist und die Rentabilität mindestens so hoch ist wie in herkömmlich bewirtschafteten Wäldern, in vielen Fällen sogar deutlich höher. Aus ökonomischer Sicht stellt sich die Frage, ob eine Waldbewirtschaftung ohne regulierende Eingriffe in den ersten drei Altersklassen im Ergebnis vorteilhafter ist als eine herkömmliche Forstwirtschaft. Für die im Zentrum des Forschungsvorhabens stehenden Buchenwälder wird im nachfolgenden eine ökonomische Analyse am Beispiel der Referenzfläche Schattiner Zuschlag (SZ) durchgeführt. Dabei wird der Frage nachgegangen, ob eine Variante des Minimum-Prinzips, nämlich eine über mehr als fünf Jahrzehnte aussetzende Bewirtschaftung, wirtschaftlich erfolgreich war.

4.8.2.2 Allgemeine Beschreibung des Referenzwaldes Schattiner Zuschlag Der SZ (OFN 50) befindet sich seit dem 14. Jh. im Eigentum des St. JohannisJungfrauenklosters Lübeck. Das nordöstlich des Ratzeburger Sees in MecklenburgVorpommern gelegene Waldgebiet befand sich nach 1945 im Hoheitsgebiet der DDR, die den Kirchenwald nicht

enteignete. Von 1945 bis

1948 erfolgten in hiebsreifen

Eichenbeständen Reparationshiebe. Danach fand bis 1990 keine ordnungsgemäße

350

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

forstwirtschaftliche Nutzung statt. Mit Ausnahme geringer Nutzungen nach Windwurf wurden keine nennenswerten Nutzungen durchgeführt. Nach der Wende erfolgte 1991 die Rückgabe an die Stadt Lübeck. Aufgrund erheblicher Pflegerückstände wäre der Wald üblicherweise durchforstet worden. Das Forstamt Lübeck entschied jedoch, nicht einzugreifen und den Wald sich selbst zu überlassen. Der SZ ist heute eine der Referenzflächen des Forstamtes und dient zur Beobachtung und Dokumentation der natürlichen Entwicklung (Fähser, schriftl. Mitt.). Der Wald befindet sich im Übergangsbereich vom atlantischen zum subkontinentalen Klima mit 600-700 mm Niederschlag im Jahr. Aufgrund der gut nährstoffversorgten Böden erreichen alle Baumarten höchste Leistungsklassen. Obwohl in dem Wald seit über 50 Jahren keine ordnungsgemäße forstliche Nutzung stattfand, beeindrucken heute die dort sehr gut gewachsenen, wertvollen Buchenbestände. Die Holzbodenfläche im SZ umfasst 50,83 ha. Mit 23,64 ha nehmen die Buchen etwa 46,51 % des Waldortes ein, danach folgen die Eichen mit einem Flächenumfang von 13,65 ha (= 26,85 %) und andere Laubhölzer mit hoher Umtriebszeit (Alh). Zusammen mit den Laubhölzern (Aln) mit niedriger Umtriebszeit beträgt der Laubwaldanteil etwa 87 %. Tab. 1 Altersklassen-, Baumartenverteilung und Waldfläche (in ha) *

*

Akl Buche Eiche Alh Fichte Lärche Aln 0 0,31 0,03 1 0,09 0,03 2 0,71 1,45 3,64 1,7 3 1,16 0,03 0,16 0,37 0,46 4 4,78 3,03 1,15 0,36 0,63 0,74 5 0,66 3,81 0,73 0,67 6 13,67 0,53 1,08 0,25 0,09 7 2,05 0,88 8 9 0,3 5,28 Insgesamt 23,64 13,65 3,9 5,35 1,3 2,99 Anteil (%) 46,51 26,85 7,68 10,52 2,56 5,88 * Alh = Andere Laubhölzer mit hoher Umtriebszeit. Aln = Laubhölzer mit niedriger Umtriebszeit.

Von den 5,35 ha (= 10,52 %) umfassenden Fichtenbeständen wurde der in der zweiten Altersklasse ausgewiesene Bestand um 1970 aufgeforstet. Der mittlerweile knapp 40 Jahre alte Bestand weist mit sehr hohen Stammzahlen ein deutlich erkennbares Pflegedefizit auf. Aufgrund des reichlich vorhandenen Rotwildes sind auch erhebliche Schälschäden zu erkennen. In dem Bestand soll trotz möglicher erntekostenfreier Erlöse auch weiterhin keine

351

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Durchforstung stattfinden, da man beobachten möchte, wie sich der nicht standortsgemäße Fichtenbestand weiterhin entwickeln wird.

4.8.2.3 Methodik und Vorgehensweise Eine Waldbewirtschaftung nach dem Lübecker Konzept zielt auf eine Minimierung waldbaulicher Eingriffe. Damit unterscheidet sich das Konzept deutlich von anderen, in der Praxis

üblichen

eingriffsintensiveren

Konzepten

der

Buchenwaldbewirtschaftung

in

Norddeutschland, wie sie insbesondere in den Landesforsten in Schleswig-Holstein und Mecklenburg-Vorpommern praktiziert werden. Aus ökonomischer Sicht geht es bei der Holzproduktion um den Einsatz von knappen Mitteln zur Erreichung von Zielen. Das Kriterium der ökonomischen Effizienz verlangt, entweder mit einem gegebenen Bündel an Aufwandsfaktoren ein maximales Ergebnis zu erzielen oder ein gegebenes Ziel mit minimalem Aufwand zu erreichen. Effizienz nach dem Minimum-Prinzip bedeutet, dass eine Minimalkostenkombination realisiert, also eine gegebene Produktmenge (z.B. Festmeter Holz) unter Berücksichtigung der Faktorpreise zu den niedrigsten Kosten produziert wird. Die betriebliche Wertschöpfung erfolgt durch die Kombination natürlicher Produktivkräfte (biologische Produktion), Arbeit und technischer Hilfsmittel (Kapital). Realisiert wird die Wertschöpfung letztendlich durch den Verkauf von Holz. Das MinimumPrinzip muss seine Vorteilhaftigkeit also am Markt unter Beweis stellen. In

der

alltäglichen

Praxis

werden

ökonomische

Analysen

entweder

ex-ante

als

Entscheidungshilfen für die Beurteilung zukünftiger Ereignisse (z.B. Investitionsrechung, Nutzungsstrategien) oder ex-post als Erfolgskontrolle durchgeführt. Für die Beurteilung der Vorteilhaftigkeit unterschiedlicher Eingriffsintensitäten sind grundsätzlich beide Varianten geeignet. Bei einer ex-ante Betrachtung werden für die Abschätzung der naturalen Erträge, für die Ableitung zukünftiger Nutzungsstrategien in Misch- und Reinbeständen sowie den Vergleich

forstlicher

Managementstrategien

mittlerweile

sehr

leistungsfähige

Waldwachstumsmodelle verwendet (z.B. Nagel et al. 2002, Nagel 2004, Duda 2006). Im Rahmen des Projektes wurden für die Wälder des Lübecker Forstamtes ebenfalls Simulationen mit dem Waldwachstumssimulator BWinPro vorgenommen. Angesichts beschränkter Ressourcen konnte eine ökonomische ex-ante Analyse hier nicht durchgeführt werden. Neben der Klärung methodischer Fragen hätten auch zusätzliche Abstimmungen und umfangreichere Kalkulationen durchgeführt werden müssen. Stattdessen

352

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

werden auf Grundlage der Inventurdaten aus dem Jahre 2003 und entsprechender Auswertungen sowie Berechnungen zum Bestandeswert eine ex-post Analyse für die Baumart Buche im SZ durchgeführt. Dabei werden drei unterschiedliche Eingriffsintensitäten betrachtet: fünfzig Jahre Nullnutzung (OFN50) sowie eine mäßige und eine starke Durchforstung eines hypothetisch bewirtschafteten Buchenwaldes nach Ertragstafel Schober (1995); nachfolgend als „MFN50-Wald“ bezeichnet. Vereinfachend wird bei der Ermittlung des Vorrates und der Durchforstungen sowie der Endnutzung im Alter der Umtriebszeit eine ertragstafelgemäße

Bestandesentwicklung

angenommen.

Entsprechend

den

oben

beschriebenen standörtlichen Begebenheiten werden hohe naturale Erträge nach der ersten Ertragsklasse (Ekl. I) und eine volle Bestockung (r = 1) unterstellt. Ertragstafeln wurden in der forstlichen Praxis für die Behandlung gleichaltriger Reinbestände entwickelt. Die den Tafeln zugrunde liegenden Zuwächse sind aus vorhandenen älteren Beständen hergeleitet und gelten für bestimmte waldbauliche Behandlungskonzepte. Auch aufgrund sich ändernder Umweltbedingungen (atmosphärische N-Einträge, höherer CO2Gehalt und längere Vegetationsperioden) hat sich das Wachstum der Waldbestände in den vergangenen Jahrzehnten deutlich verändert. In der Praxis werden zum Teil starke Abweichungen

zwischen

Ertragstafelschätzung

und

der

Realität

bei

Zuwachs,

Bestandesmitteldurchmesser und Vorrat festgestellt (z.B. Spellmann 1991, Spiecker et al. 1996). Die Bestandeswerte des MFN50-Waldes werden entsprechend der Waldbewertungsrichtlinie Nordrhein-Westfalen (WBR NRW, Stand 2003) nach dem Alterswertfaktorenverfahren nach folgender Formel berechnet: Ha = ((Au-c) * Awf +c) * r Au

= Abtriebswert im Alter der Umtriebszeit (140 Jahre) nach Anlage 1 WBR NRW,

c

= Bestandesbegründungskosten nach Anlage 11 WBR NRW,

Awf

= Alterswertfaktor für Kulturalter nach Anlage 12 WBR NRW,

r

= Reduktionsfaktor bei verringertem Bestockungsgrad nach Anlage 13 WBR NRW.

Bei der Kalkulation des Bestandeswertes und der erntekostenfreien Erlöse aus Vor- und Endnutzung werden die Vorräte nach Bestandessortentafeln in Sortimente aufgeteilt. Für die Güteansprache des aufstockenden Holzes ist der Bestandesmitteldurchmesser die entscheidende Größe. In der WBR NRW erfolgt eine Einstufung nach Wertziffern 1 bis 5. Die Wertziffern sind bei der Baumart Buche auf eine Umtriebszeit von 120 beziehungsweise 140 Jahre eingestellt. Bei der Berechnung der Au-Werte werden die in der WBR NRW ausgewiesenen Durchschnittspreise nach BHD-Stufen gemäß den ausgewiesenen Werten in

353

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

der Ertragstafel vorgenommen. Den Wertziffern liegt die Sortentafel für die Baumart Buche nach Anlage 9 der WBR NRW zugrunde. In Tabelle 2 sind die der Berechnung zugrunde gelegten Parameter für die mäßige und starke Durchforstung nach Ertragstafel Schober aufgelistet. Für die Berechung des AuWertes wird konservativ von einer mittleren Wertziffer 3 ausgegangen, obwohl aufgrund der optimalen naturalen Bedingungen eine Einstufung nach Wertziffer 2 oder 1 durchaus vertretbar wäre. Bei der mäßigen (starken) Durchforstung lägen die Au-Werte bei Wertziffer 2 um 12 % (16 %) und bei Wertziffer 1 um 28 % (36 %) über den hier angenommenen Werten. Bei der Interpretation der Ergebnisse der beiden MFN50-Wälder werden diese Unterschätzungen

bei

den

Bestandeswerten

und

den

erntekostenfreien

Erlösen

gegebenenfalls zu berücksichtigen sein.

354

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tab. 2: Parameter zur Berechnung der Abtriebswerte im Alter der Umtriebszeit mäßige DF

Vorrat

Efm o.R. / ha

BHD

cm

starke DF

505

394

50

54

3

3

EUR / fm

82,61

89,73

EUR / fm

19,12

18,88

Au

EUR / ha

32.062

27.892

c

EUR / ha

2.600

2.600

1

1

Wertziffer Erlös

*

Erntekosten

*

r

* Erlöse nach Anlage 7-2, Erntekosten nach Anlage 6-3 und Bestandesbegründungskosten (c) nach Anlage 11 der WBR NRW, Stand 2003.

Danach wird der Frage nachgegangen, welche erntekostenfreien Erlöse in den MFN50Wäldern hätten erzielt werden können. Nach der im Jahre 2003 in der Inventur ausgewiesenen Alterklassenverteilung werden die Vor- und Endnutzungen der vergangenen fünf Dekaden bis zum Jahr 1953 zurückgerechnet. Die erntekostenfreien Erlöse werden in Preisen von 2003 berechnet. Dabei werden auch hier die Beträge nach Wertziffer 3 für Holzerlöse und Erntekosten angenommen. Weiterhin wird davon ausgegangen, dass bei einem BHD unter 20 cm keine erntekostenfreien Erlöse erzielt werden können, aber auch keine weiteren Kosten bei der Durchforstung angefallen sind. Die erntkostenfreien Erlöse der vergangenen

fünf

Jahrzehnte

werden

dann

mit

den

Erzeugerpreisindizes

für

forstwirtschaftliche Produkte der deutschen Staatsforste des Statistischen Bundesamtes deflationiert.2 Danach wird der Barwert der erntekostenfreien Erlöse aus den Vor- und Endnutzungen für das Jahr 2003 berechnet; dabei wird ein Zinssatz von 4 % p.a. angenommen. Abschließend wird der Barwert der eingesparten laufenden Kosten durch Nicht-Bewirtschaftung anhand heutiger Vergleichswerte modellhaft hergeleitet.

2

Ausführliche methodische Erläuterungen zum Forstpreisindex enthält Heft 2/1999 der Zeitschrift Wirtschaft und Statistik. Herrn Björn Seintsch vom Institut für Ökonomie der Forst- und Holzwirtschaft des Johann Heinrich von Thünen-Instituts (vTI) sei an dieser Stelle für die unkomplizierte und schnelle Übersendung der Indizes gedankt.

355

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.2.4 Ergebnisse 4.8.2.4.1 Holzvorräte Tabelle 3 zeigt die Buchenholzvorräte im SZ (OFN50) nach den Erhebungen der im Jahre 2003 durchgeführten Inventur und in den MFN50-Wäldern, die nach Ertragstafel iterativ nach dem jeweiligen Durchschnittsalter hergeleitet wurden. Für die beiden 170 beziehungsweise 190 Jahre alten Bestände in der Altersklasse 9 werden aufgrund der bereits stattgefundenen Endnutzung im Alter von 140 Jahren keine Vorräte ausgewiesen. Tab. 3: Altersklassen, Flächen und Holzvorräte Akl

Fläche

OFN50

mäßige DF

ha

starke DF

Efm

0

0,31

27

0

0

1

0

0

0

0

2

0,71

88

27

27

3

1,16

657

241

225

4

4,78

2.298

1.379

1.224

5

0,66

301

301

252

6

13,67

8.424

7.323

5.927

7

2,05

908

1.226

966

8

0

0

0

0

9

0,30

214

0

0

Insgesamt

23,64

12.917

10.497

8.621

546,4

443,8

364,7

Efm / ha Anteil

100,0 %

81,2 %

66,7 %

In Tabelle 3 fällt die ungleiche Altersstruktur deutlich ins Auge. Die höchsten Vorräte sind in Altersklasse 6 zu beobachten; die Bestände waren 2003 zwischen 111 und 113 Jahre alt. Die Vorräte in dieser Altersklasse unterscheiden sich bei den drei Wäldern deutlich voneinander. Im Vergleich zum unbewirtschafteten Wald wären in den beiden MFN50Wäldern bei mäßiger (starker) Durchforstung nur etwa 81 % (67 %) des Holzvorrates vorhanden. Beachtenswert sind auch die deutlich höheren Vorräte in dem seit über fünfzig Jahren nicht bewirtschafteten Wald gegenüber den MFN50-Wäldern. An dieser Stelle wird deutlich, dass die Nichtnutzung im SZ zu einem deutlichen Vorratsaufbau geführt hat, über deren wertmäßigen Umfang anhand der Bestandeswerte sogleich berichtet wird.

356

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.2.4.2 Bestandeswert In Tabelle 4 sind die Ergebnisse der Berechungen zum Bestandeswert für die MFN50-Wälder aufgelistet. Entsprechend den hohen Vorräten in der Altersklasse 6 sind hier auch die wertvollsten Bestände zu verzeichnen. In der Altersklasse 9 werden bei der mäßigen und starken Durchforstung keine Bestandeswerte ausgewiesen, da die Bestände bereits 1953 beziehungsweise 1973 hiebsreif waren und geerntet wurden. Der Bestandeswert des OFN50-Waldes wurde auf der Grundlage der 2003 durchgeführten Inventur von Herrn Heeschen vom LANU Flintbek berechnet. Ein Vergleich der Bestandeswerte

des

OFN50-Waldes

mit

den

MFN50-Wäldern

erscheint

aufgrund

unterschiedlicher Berechnungsmethoden nicht geeignet und soll hier unterbleiben. Aufgrund der im SZ in Augenschein genommenen wertvollen Buchenbestände ist es für die Verfasser nur schwer nachvollziehbar, dass die vorratsreichen Buchenbestände im OFN50-Wald weniger

wert

sein

sollen

als

die

nach

Ertragstafel

kalkulierten

vorratsarmen

Buchenbestände. Die nach Ertragstafel berechneten Werte sind für die tatsächliche vorhandene Altersklassenstruktur durchaus plausibel und entsprechen dem hier unterstellten Preisniveau aus dem Jahre 2003. Die Werte je Festmeter für die MFN50-Wälder liegen in der Größenordnung etwas unter den im Forstamt Lübeck in den vergangenen Jahren erzielten durchschnittlichen Holzerlösen in Höhe von 63 EUR je Efm für alle Baumarten zusammen (Fähser 2008, mündliche Mitteilung). Tab. 4: Bestandeswerte Akl

Fläche

mäßige DF

ha

starke DF

EUR

0

0,31

1

0

0

0

2

0,71

6.678

5.994

3

1,16

17.593

15.530

4

4,78

87.676

77.027

5

0,66

16.248

14.191

6

13,67

389.640

339.526

7

2,05

64.383

56.025

8

0

0

0

9

0,30

0

Insgesamt

23,64

582.218

508.293

EUR / ha

24.629

21.501

EUR/ fm

55,50

58,96

*

0

*

357

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

*Aufgrund vollständiger Nutzung kein Bestandeswert. Nun soll der Frage nachgegangen werden, wie hoch der Verzicht auf erntekostenfreie Erlöse aus Vor- und Endnutzung in den MFN50-Wäldern sowie die eingesparten laufenden Kosten im OFN50-Wald sind. 4.8.2.4.3 Erntekostenfreie Erlöse aus Durchforstung und Endnutzung

In den Tabellen 5 und 6 wird der Barwert der erntekostenfreien Erlöse für die MFN50-Wälder schrittweise hergeleitet. Auf eine detaillierte Darstellung der dekadenweisen Berechnung der laufenden Erlöse soll aus Gründen der besseren Übersicht an dieser Stelle verzichtet werden.

Tab. 5: Erntekostenfreie Erlöse im MFN50-Wald bei mäßiger Durchforstung Erlös, laufend

Jahr

EUR

1953

4.251

1963

508

1973

6.301

Erlös, preisbereinigt

Preisindex *

*

in EUR 2.005

Barwert

i = 4% p.a.

0,643

2.734

19.426

0,633

322

1.544

0,757

4.767

15.461

1983

3.626

1,233

4.471

9.797

1993

6.465

0,963

6.222

9.211

2003

12.075

1

12.075

12.075 67.513

* einschließlich Endnutzung.

In der zweiten Spalte werden die laufenden erntekostenfreien Erlöse ausgewiesen. Durch Multiplikation mit den oben genannten forstwirtschaftlichen Preisindizes ergeben sich in der vierten Spalte die preisbereinigten Werte für das Jahr 2005. Eine Umrechnung der Preisindizes auf das Bezugsjahr der Inventur (2003) wurde nicht vorgenommen; die Abweichungen sind marginal und bewegen sich im unteren Unschärfebereich der übrigen Schätzwerte. Die letzte Spalte enthält die Barwerte für das Jahr 2003.

358

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tab. 6: Erntekostenfreie Erlöse im MFN50-Wald bei starker Durchforstung Erlös, laufend

Jahr 1953 1963

EUR 4.111

Erlös, preisbereinigt

Preisindex *

1.755 *

in EUR 2.005

Barwert

i = 4% p.a.

0,643

2.644

18.788

0,633

1.111

5.332

0,757

7.751

25.138

1973

10.245

1983

9.571

1,233

11.800

25.856

1993

12.388

0,963

11.924

17.650

2003

18.719

1

18.719

18.719 111.483

* einschließlich Endnutzung. Wäre der Buchenwald im Schattiner Zuschlag ertragstafelgemäß bewirtschaftet worden, dann entspricht der Barwert im Jahre 2003 in der Summe genau dem Betrag, auf den in den vergangenen fünfzig Jahren infolge Nichtnutzung verzichtet wurde. Bei einer mäßigen Durchforstung sind dies 67.513 EUR und bei der starken Durchforstung 111.483 EUR. Eine Sensitivitätsanalyse gegenüber dem angenommenen Zinssatz erfolgt im Abschnitt 6.

4.8.2.4.4 Ermittlung der eingesparten laufenden Kosten infolge Nicht-Bewirtschaftung

Bei der Berechnung des Barwerts (2003) der eingesparten laufenden Kosten für den Zeitraum von 1953 bis 2003 wird von folgenden Annahmen ausgegangen: -

Die laufenden Kosten werden für 2003 sehr zurückhaltend mit 30 EUR pro ha und Jahr geschätzt. Die Grundlage sind die Buchführungsergebnisse der Testbetriebe im Privatwald ab 200 ha Waldfläche für das Forstwirtschaftsjahr 2003. Die Positionen 76 79 (Waldpflege, -schutz und -erschließung sowie Investitionen Wege) wurden auf 30 EUR je ha und Jahr abgerundet (BMVEL 200, S. 97).

-

Die Kosten haben sich im Betrachtungszeitraum zu laufenden Preisen verzehnfacht, sind also linear von 3 auf 30 EUR angestiegen. Dies unterschätzt eher frühere Kosten.

-

Kosten früherer Perioden werden mit i = 0,04 (4% p.a.) nominal auf 2003 aufgezinst, ebenfalls ein zurückhaltender Wert.

359

Jährliche Kosten

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

30

3 T = 50

1953

2003

Zeit

Abb. 1: Eingesparte laufende Kosten

Die Ermittlung der eingesparten laufenden Kosten erfolgt einfacher im Modell stetiger statt diskreter Verzinsung. Dazu muss der Zinssatz j = ln 1,04 herangezogen werden. Es werden eine konstante jährliche Zahlung von 3 EUR und eine bei Null beginnende linear wachsende Zahlung mit der Steigung 27/50 mit j diskontiert und integriert. Der Barwert (PV) beträgt: 50

27 jt   PV = ∫  3e jt + te dt 50   0 Der zweite Summand im Integranden erfordert partielle Integration nach

∫ u' v = uv − ∫ v' u .

e jt Mit u ' = e , u = , v = t , v ' = 1 ergibt sich: j jt

T

 te jt e jt  T 3 3 27  Te jT e jT 1   PV = (e jt )0 +  − 2  = (e jT − 1) + − 2 + 2  . j j 0 j 50  j j j   j Mit T = 50 und ln 1,04 = 0,0392207 errechnet sich ein Barwert pro Hektar von 3.215,71 EUR. Multipliziert mit 23,64 ha ergibt sich ein Barwert von 76.019,27 EUR. Auch hier erfolgt eine Sensitivitätsanalyse bezüglich des Zinssatzes und der Kostensteigerungsrate im Abschnitt 6.

360

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.2.5 Vergleich zwischen OFN50-Wald und den MFN50-Wäldern Da, wie oben ausgeführt, ein belastbarer Bestandeswert für den OFN50-Wald nach Auffassung der Autoren nicht vorliegt, kann die Frage, ob das Minimum-Prinzip nach dem Lübecker

Konzept

betriebswirtschaftlich

vorteilhafter

ist

als

eine

herkömmliche

Bewirtschaftung, nur teilweise und indirekt beantwortet werden, und zwar auf folgende Weise. Zunächst werden in Tabelle 7 die Barwerte der MFN50-Wälder zusammengestellt. Sie bestehen aus der Summe der Bestandeswerte gemäß Tabelle 4 und der kapitalisierten erntekostenfreien Erlöse der Vornutzungen gemäß Tabellen 5 und 6, abzüglich der kapitalisierten laufenden Kosten gemäß Abschnitt 4.8.2.4.4. Tab. 7: Barwerte der MFN50-Wälder mäßige DF

Bestandeswert 2003

starke DF

EUR

582.218

508.293

- erntekostenfreie Erlöse der Vornutzungen

EUR

67.513

111.483

- laufende Kosten

EUR

-76.019

-76.019

573.712

543.757

Barwert 2003

Insgesamt

Die Bewirtschaftung mit mäßiger Durchforstung wäre nach Tabelle 7 vorteilhafter als mit starker Durchforstung gewesen. Daher wird im Folgenden im Wesentlichen sie für den Vergleich mit dem OFN50-Wald herangezogen. Nach der 2003 durchgeführten Inventur beträgt der Vorrat im OFN50-Wald 12.917 Efm. Soll dieser Vorrat einen Wert von 573.712 EUR beinhalten (den Barwert bei mäßiger Durchforstung), so muss der durchschnittliche erntekostenfreie Preis je Efm mindestens 44,42 EURO betragen. Liegt er über diesem Schwellenwert, so ist das betriebswirtschaftliche Ergebnis des OFN50-Waldes besser als das des MFN50-Vergleichswaldes, liegt er darunter, so ist es schlechter. In Tabelle 4 sind die durchschnittlichen erntekostenfreien Werte der Holzvorräte in den MFN50-Wäldern mit mäßiger und starker Durchforstung mit 55,50 beziehungsweise 58,96 EUR pro fm ausgewiesen. Der durchschnittliche Wert des Holzvorrats im OFN50-Wald müsste auf Grund der fehlenden Bewirtschaftung um 32,7 % beziehungsweise 24,9 % unter denen der Vergleichswälder liegen, um ihn betriebswirtschaftlich schlechter zu stellen.

361

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.2.6 Sensitivitätsanalysen Im Folgenden wird die Stabilität des erzielten Ergebnisses gegenüber der Variation folgender Größen geprüft: - nomineller Kapitalisierungszins - Steigerungsrate der laufenden Kosten - Zuverlässigkeit von Ertragstafeln. Die ersten beiden Sensitivitätsanalysen erfolgen simultan in Tabelle 8. Wird unterstellt, dass sich die laufenden Bewirtschaftungskosten von 30 EUR pro Hektar im Jahre 2003 seit 1953 nicht verzehnfacht, sondern nur verfünffacht oder verdreifacht haben, so muss dies in der Formel des Abschnittes 4.8 berücksichtigt werden. Für eine Verfünffachung müsste sie lauten:

PV =

6 jT 24  Te jT e jT 1   ( e − 1) + − 2 + 2  j 50  j j j 

und analog für eine Verdreifachung. In den Spalten der Tabelle 8 ist dies jeweils durch die Werte 3,6 und 10 (Kosten in EUR im Jahre 1953) ausgedrückt. Dies entspricht jeweils einer Kostensteigerungsrate von 4,71%, 3,27% und 2,22% p.a. Bei der Variation des Zinssatzes ist

zu

beachten,

dass

dies

nicht

nur

in

die

Berechnung

des

Barwertes

der

Bewirtschaftungskosten, sondern auch in den der Vornutzungen eingehen muss.

Tab. 8: Sensitivitätsanalyse gegenüber Inflationsrate und Zinssatz Kosten 1953 (EUR je ha)

3 Zinssatz

6

10

Schwellenwert (EUR)

3%

45,06

44,82

44,50

4%

44,42

44,12

43,72

5%

43,46

43,09

42,60

Veränderung

3%

1,014

1,009

1,002

4%

1,000

0,993

0,984

5%

0,979

0,970

0,959

362

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Tabelle 8 zeigt, dass das vorliegende Ergebnis gegenüber Variationen des Zinssatzes und der Steigerungsrate der Bewirtschaftungskosten fast insensitiv und damit sehr stabil ist. Bei gegebenem Zinssatz und langsamer wachsenden (in früheren Jahrzehnten höheren) Bewirtschaftungskosten – das heißt in Bewegung innerhalb einer Zeile in Tabelle 8 nach rechts – sinkt der Schwellenwert, den der durchschnittliche Holzpreis im OFN50-Wald mindestens erreichen muss, weil sich der Barwert der Bewirtschaftungskosten leicht erhöht und damit der Erfolg des MFN50-Vergleichswaldes leicht sinkt. Bei Bewegung nach unten innerhalb einer Spalte sinkt der Schwellenwert nur sehr wenig, weil sich die Auswirkungen veränderten Zinssatzes auf die Barwerte der Bewirtschaftungskosten und die der Vornutzungen gegenseitig fast kompensieren. Wird ein sinnvoller Nominalzinssatz für den Zeitraum 1953 bis 2003 eher über als unter 4% p.a. angesetzt, so erscheint der hier errechnete Schwellenwert von 44,42 EUR eher als leicht übertrieben. Wie in Abschnitt 3 schon erwähnt, unterschätzen Jahrzehnte alte Ertragstafeln nach weithin geteilter Ansicht das heutige Waldwachstum. Gründe können die Düngung mit Stickstoff aus der Luft, der höhere CO2-Gehalt der Luft oder verbesserte Wirtschaftsmethoden sein. Es darf nicht darüber hinweggesehen werden, dass hieraus eine Benachteiligung der MFN50-Wälder im Vergleich mit dem OFN50-Wald resultieren kann. Zur Abschätzung dieses Fehlerrisikos dient folgende Überlegung: Angenommen, der durchschnittliche erntekostenfreie Holzwert im Bestand des OFN50-Waldes wäre derselbe wie im MFN50-Wald bei mäßiger Durchforstung und läge gerundet bei 55 EUR je Efm gemäß Tabelle 4. Dann betrüge der Bestandeswert des OFN50-Waldes bei dem Vorrat von 12.917 Efm gemäß Tabelle 3 710.435 EUR und läge um 23,8% über dem Bestandeswert des günstigsten MFN50-Waldes aus Tabelle 7. Wäre der durchschnittliche Holzpreis des OFN50-Waldes richtig geschätzt, so müsste die verwendete Ertragstafel den MFN50-Wald um etwa 20% zu gering beurteilen, damit der reale (schneller wachsende) MFN50-Wald denselben betriebswirtschaftlichen Erfolg wie der OFN50-Wald zeigte. Eine derartige Unterschätzung des Waldwachstums durch die Ertragstafel ist nicht auszuschließen, jedoch auch nicht wahrscheinlich, da ein erheblicher Anteil des Zuwachses der hier verglichenen Wälder in früheren Jahrzehnten erfolgte, für die die Ertragstafel besser zutreffende Werte lieferte. Ob der durchschnittliche Holzwert im OFN50-Wald derzeit wirklich 55 EUR pro fm beträgt, ist jedoch auch nicht sicher, so dass dieser Punkt im Vorliegenden nicht zufriedenstellend geklärt werden kann.

363

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Zu prüfen wäre auch die Korrektheit der im Abschnitt 3, insbesondere Tabelle 2 verwendeten Wertziffer 3. Zu einem fehlerhaften Vergleich der Wälder führt eine zu niedrig angenommene Wertziffer freilich nur, wenn MFN50- und OFN50-Wald hiervon unterschiedlich stark betroffen werden, der MFN50-Wald von besseren Standortsbedingungen mehr profitierte als der OFN50-Wald. Dafür sind keine deutlichen Anhaltspunkte zu erkennen.

4.8.2.7 Zusammenfassung und Ausblick Ein hieb- und stichfester Vergleich des Wirtschaftserfolges des Referenzwaldes Schattiner Zuschlag (OFN50) im Vergleich zu hypothetischen konventionell bewirtschafteten Wäldern (MFN50)

erforderte

Bestandesbewertung

Daten, des

die

nicht

Schattinger

vorliegen.

Dazu

Zuschlages

und

gehörten ein

eine

belastbare

Wachstumsmodell

für

konventionell bewirtschaftete Wälder, welches die heute diskutierten Mängel der Ertragstafeln behebt. Auf der Basis vorhandener Daten konnten in dieser Arbeit folgende Teilergebnisse für den Buchenbestand erzielt werden: 1. Sehr niedrig angenommene laufende Kosten im konventionell bewirtschafteten Wald von 30 EUR je ha und Jahr gleichen sich mehr oder weniger mit den Erlösen aus Vornutzungen aus. Beide kapitalisierten Werte für die Periode 1953 bis 2003 sind von derselben Größenordnung, weitgehend unabhängig vom Zinssatz und von Annahmen über frühere laufende Kosten. Entscheidend für den Vergleich sind also die aktuellen Bestandeswerte. 2. Auf Grund fehlender Vornutzungen liegt der Holzvorrat im OFN50-Wald um 23,1% über dem des mäßig und um 49,8% über dem des stark durchforsteten MFN50-Waldes gemäß der verwendeten Ertragstafel. Der OFN50-Wald ist also den konventionell bewirtschafteten Wäldern betriebswirtschaftlich unterlegen, - wenn diese höheren Vorräte durch entsprechend niedrigere durchschnittliche Holzwerte (EUR je Efm) auf Grund schlechterer Sortimente und Qualitäten mehr als kompensiert werden oder - wenn die Ertragstafel das Wachstum der konventionell bewirtschafteten Wälder entsprechend stark unterschätzt.

364

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Es kann nicht ausgeschlossen werden, dass eine Kombination aus beiden Effekten den Erfolg des OFN50-Waldes so stark im Vergleich zu den MFN50-Wäldern herabsetzt, dass letztere aus betriebswirtschaftlicher Sicht zu bevorzugen wären. Allerdings hätten sie gegen den OFN50-Wald sehr viel „aufzuholen“, so dass umgekehrt eine eindeutige Überlegenheit der MFN50-Wälder schwer vorstellbar erscheint. MFN50-Wälder dürften regional eine höhere Belastung mit laufenden Kosten als 30 EUR je ha tragen, was ihre Wettbewerbskraft gegen den OFM50-Wald erheblich schwächte. Ein hypothetischer Vergleich, in welchem den MFN50Wäldern alle laufenden Kosten einschließlich Betreuung und dem OFN50-Wald gar nichts angelastet würde, würde letzteren stark bevorteilen. Diese Situation hat während der Epoche, in der der Schattiner Zuschlag ohne jede Einflussnahme an der innerdeutschen Grenze lag, bestanden. 3. Auch die sorgfältigste Bestandesbewertung könnte die Wettbewerbsfähigkeit beider Waldtypen nicht endgültig bestimmen. Für den jeweiligen Erfolg sind auch heutige und künftige Preisentwicklungen sowie die Ernte- und Verkaufsstrategie der Bewirtschafter ausschlaggebend.

Da in dem OFN50-Wald bislang

eine ausdrücklich erkennbare

Vorratsmehrung stattfand, kann er bei relativ niedrigen Zinssätzen, aber deutlichen Holzpreissteigerungen heute und künftig Erlöse erzielen, die Wirtschaftsweisen mit hohen Vornutzungsanteilen nicht mehr offen stehen. Auch sind nicht allein Bestandeswerte und Rentabilitäten, sondern auch Aspekte der Liquidität für den betriebswirtschaftlichen Erfolg von hoher Bedeutung. 4. Schließlich ist die vorliegende Bewertung unvollständig, da sie die „Nicht-Holz-Leistungen“ der Bewirtschaftungsformen nicht vergleicht. Aus Naturschutzsicht sind vorratsreiche und eingriffsarme Bestände im Allgemeinen eindeutig zu bevorzugen, hinsichtlich anderer Wohlfahrtsleistungen sind nähere Forschungen erforderlich.

4.8.2.8 Literatur BMVEL (2005): Buchführungsergebnisse der Testbetriebe. Ergänzung zum Agrarpolitischen Bericht 2005 der Bundesregierung. Bundesministerium für Verbraucherschutz, Ernährung und Landwirtschaft, Bonn. Duda, H.A.A. (2006): Vergleich forstlicher Managementstrategien. Umsetzung verschiedener Waldbaukonzepte in einem Waldwachstumssimulator. Göttingen.

365

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Haub, H. & Weimann, H.-J. (2000): Neue Alterswertfaktoren der Bewertungsrichtlinien. AFZ/Der Wald 55 (22): 1194-1198. Nagel, J. (2004): Nutzungsplanung in Rein- und Mischbeständen. Allgemeine Forst- und Jagdzeitung 175 (7-8): 150-156. Nagel, J., Albert, M. & Schmidt, M. (2002): Das waldbauliche Prognose- und Entscheidungsmodell BWINPro 6.1. Neuparametrisierung und Modellerweiterungen. Forst und Holz 57 (15-16): 486-493. Schober, R. (1995): Ertragstafeln wichtiger Baumarten. Sauerländer, Frankfurt am Main. Spellmann, H. (1991): Beiträge der Forsteinrichtung und Ertragskunde für ein forstliches Informationssystem. Forst und Holz 46 (3): 57-65. Spiecker, H., Mielikäinen, K., Köhl, M. & Skovsgaard, J.P. (Eds.) (2006): Growth Trends in European Forests. Springer, Berlin. WBR NRW (lfd.): Richtlinien zur Waldbewertung in Nordrhein-Westfalen. Landesbetrieb Wald und Holz Nordrhein-Westfalen. Düsseldorf.

366

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.3 Betriebsbezogene Analyse der ökologischen und ökonomischen Erkenntnisse von Lutz Fähser 4.8.3.1 Begründung der ökonomischen Analyse Die Nutzung ökologischer Potenziale von Buchenwäldern für eine „multifunktionale Bewirtschaftung“ ist der Titel des hier beschriebenen einjährigen Forschungsprojektes. In diesem Abschnitt werden die vorher dargelegten ökologischen, waldbaulichen und ertragskundlichen Ergebnisse daraufhin analysiert, ob und wie sie die Waldnutzung im Stadtwald Lübeck aus betrieblicher und ökonomischer Sicht beeinflussen, möglichst verbessern können. Diese Analyse umfasst die Nutz- und Schutzfunktion des Betriebes, die Erholungsfunktion allerdings nur marginal. Das Konzept der „Naturnahen Waldnutzung“ (Stadtwald Lübeck 1994) basiert im Wesentlichen auf drei Leitgedanken: - Weitest mögliche Annäherung des Waldes an die „Natürliche Waldgesellschaft“ (Naturnähe) - Erzielen von „angemessenen“ Naturalerträgen (ökologisches Ertragsniveau) - Faktorenallokation nach dem Prinzip des „Minimalen Einsatzes“. Diese drei Leitgedanken beziehen sich auf: - die Qualität des Produktionsapparates Wald - die Qualität und Quantität der erzeugten Produkte - den erwerbswirtschaftlichen Umgang mit dem Wald und seinen Produkten. Als wirklich „operationale“ Handlungsanweisungen sind sie streng genommen nicht ausreichend, denn hierfür müssten sie konkret beschrieben, messbar, zeitbezogen und wirklich erfüllbar sein. Tatsächlich beruhen sie auf hypothetischen Annahmen, deren Ausgestaltung von den Erfahrungen in dem sich ständig verändernden Ökosystem Wald und dem Soziosystem Wirtschaft geleitet werden muss. Dieses sind typische Bedingungen für das Wirtschaften in super-komplexen Systemen, wie z.B. einem Wald, dessen Wirkmechanismen weitgehend unbekannt sind (black box). Trotzdem kann und muss in Wäldern gewirtschaftet werden, also mit rationalen Methoden Ziele erreicht und Bedürfnisse befriedigt werden.

367

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die meisten Elemente in diesem Wirtschaftsprozess sind lebende, reagierende Wesen (Menschen, Tiere, Pflanzen) oder zumindest sich verändernde Substrate (Boden, Wasser, Luft). Aus alledem ergibt sich, dass viele Entscheidungen in der Waldwirtschaft, speziell im „Waldbau“, systemimmanent Entscheidungen unter großer Unsicherheit sind. Um trotzdem mit den Instrumenten der Betriebswirtschaft handlungsfähig zu sein, müssen vereinfachende Modelle von der komplexen Realität erstellt werden. In deren Rahmen kann dann wieder (formal-)„rational“ gehandelt, sogar „gemessen“ werden. Der Wirtschaftserfolg sowie die Beschaffenheit des Produktionsapparates Wald und dessen Produkte Holz (und Anderes) hängen – ein „richtiges“ Konzept vorausgesetzt – dann wesentlich davon ab, wie „richtig“ diese Modelle sind. Das Lübecker Konzept geht davon aus, dass die Modelle von Naturnähe, ökologischem Anspruchsniveau und Minimaleinsatz neben theoretischer Ableitung auch durch die Beobachtung der unbeeinflussten Waldentwicklung (Referenzflächen) empirisch „validiert“ werden müssen, und dieses als Daueraufgabe. Die instrumentelle Funktion der Prozessschutzflächen als Lernflächen ist die leitende Idee des hier beschriebenen Projektes (Piechocki et al.2004). Darin werden nach dem Lübecker Konzept bewirtschaftete Buchenwälder (MFN: Mit Forstlicher Nutzung) mit den „Referenzflächen“ verglichen, die verschieden lang ohne forstliche Nutzung bestehen (OFN-12: Ohne Forstliche Nutzung seit 12 Jahren bzw. OFN-50: Ohne Forstliche Nutzung seit mindestens 50 Jahren). Erkenntnisobjekte sind u.a. Anzahl und Vielfalt von Arten, Funktionen im Öko-System, Naturnähe, Störungen, Bioindikatoren, Produktivität, Vitalität sowie Wachstum, Vorrat und Qualität von Bäumen bzw. Holz. Das

Lübecker

Konzept

basiert

auf

der

Annahme,

dass

ökologisch

optimales

Funktionieren eine Voraussetzung für nachhaltig gute ökonomische Erfolge in der Waldnutzung ist. Ökologie und Ökonomie sind beide Wissenschaften vom „Haushalten“, die zusammen genommen das gesellschaftliche Ziel unterstützen, den Umgang mit Materie, Energie, Information und Leben so einzurichten, dass artgemäßes Existieren für die gesamte Lebensgemeinschaft – Menschen eingeschlossen – nachhaltig gesichert ist (Fähser 1987). Haeckel, der Begründer der ökologischen Wissenschaft, definierte die Zusammenhänge des „Haushaltens“ kurz und knapp: Ökologie ist das Wissen von der Ökonomie der Natur (Küster 2005). Das hier vorliegende Projekt beschäftigt sich mit der „Ökonomie der Natur“ in verschiedenen biologischen Erkenntnisbereichen. Die Transformation der ökologischen Aussagen in betriebliche und wirtschaftliche Erkenntnisse ist Gegenstand der folgenden „ökonomischen“ Erörterungen.

368

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.3.2 Auswertung der Teilprojekte Die Teilprojekte lassen sich in vier unterschiedliche Forschungsbereiche gruppieren: - Bodenparameter und Bodenfauna - Flora und Fauna des Waldes - Waldwachstum, Waldbau, Walderneuerung - Ökonomische Analysen Um aus den ökologischen Erkenntnissen betriebliche bzw. ökonomische Folgerungen ziehen zu können, wurden die Ökologen „systemanalytisch“ befragt. Beide Seiten bemühten sich, das Wissensgebiet und das Anliegen des Anderen verstehen zu lernen. In diesem Sinne lauteten die Fragen z.B. - Welche Funktionen haben die von Ihnen untersuchten Objekte im Ökosystem Wald? - Welchen Beitrag leisten die untersuchten Objekte für den Wirtschaftsbetrieb Wald? - Welchen Zusammenhang sehen Sie zwischen Ihren Ergebnissen und den Zielgrößen des Wirtschaftsbetriebes Wald wie Naturnähe, Naturverjüngung, Gesundheit, Wachstum, Anpassungsfähigkeit … betriebswirtschaftlicher Erfolg? Nachfolgend werden einige ausgewählte Ergebnisse der Teilprojekte referiert und deren Bedeutung für den Wirtschaftsbetrieb Wald dargestellt.3

4.8.3.2.1 Teilprojekt „Bodenparameter und Bodenfauna“ Bei den Aspekten ph-Wert, Humusgehalt, Streuauflage, Eindringwiderstand (Verdichtung) und Anzahl der endogäischen Regenwürmer stellt sich die am längsten ungenutzte Variante (OFN-50: Ohne Forstliche Nutzung mindestens 50 Jahre lang) am besten dar. 12 Jahre nach der Nutzungsaufgabe (OFN-12: Ohne Forstliche Nutzung 12 Jahre lang) ist zwar schon eine Tendenz der „Erholung“ bei allen untersuchten Parametern ersichtlich, die statistisch signifikant, aber erst bei OFN-50 nachweisbar sind. Es ist eine deutliche Tendenz erkennbar, dass sich Mischbestände nach der Aufgabe der Bewirtschaftung überall schneller positiv entwickeln als Reinbestände.

3

Redaktionelle Anmerkung: Entgegen der bisherigen Anordnung der Teilprojekte erfolgt in diesem Teilprojekt die Bewertung ausgehend von der Basis „Bodenökologie“, über Pilze, Botanik, Brutvögeln zu den daraus abgeleiteten Teilprojekten Waldwachstum, Waldverjüngung und Verbiss und waldbaulichen Konsequenzen.

369

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Der Eindringwiderstand in die Böden – ein Maß für die Bodenverdichtung – bleibt in den MFN-Wäldern (MFN: Mit Forstlicher Nutzung) über die Tiefenstufen (bis max. 30 cm) annähernd gleich, während er sich auf den OFN-Flächen mit zunehmender Tiefe deutlich verringert.

Lerneffekt für den Betrieb -

Da

in

den

Verbesserungen

OFN-Wäldern

schon

ökologischen

(Produktions-)Faktoren

der

nach

wenigen

Jahrzehnten eintreten,

messbare

sollten

weitere

Möglichkeiten der Eingriffsminimierung erforscht und umgesetzt werden. -

Da sich Mischbestände besonders schnell nach Nutzungsaufgabe regenerieren, soll

die Überführung der naturfernen Reinbestände (meist Nadelbäume) in naturnahe Mischbestände beschleunigt werden. -

Da die Bodenverdichtung auf den MFN-Flächen gleichmäßig bis in tiefere

Wurzelbereiche

vorhanden

ist,

muss

das

Befahren

im

Wirtschaftsprozess

bodenschonender gestaltet werden. Möglichkeiten hierfür sind z.B. seltenes Befahren, bessere waldschonende Maschinen, mehr Pferdeeinsatz und strengere Kontrolle der Fahrer, Rückegassenabstand 40 m auf 80 – 100 m vergrößern. Auch die „Selbstwerber" und „Jäger“ mit ihren geländegängigen Fahrzeugen müssen stärker Untersuchungen

haben

gezeigt,

dass

bei

der

kontrolliert werden. Neuere

Verursachung

tiefer,

irreversibler

Bodenschäden keine abgesicherte Beziehung zwischen dem Gesamtgewicht des Fahrzeugs und den auftretenden Verformungen bestehen. Offensichtlich dominieren die in der Bewegung auftretenden dynamischen Kräfte den Verformungsprozess gegenüber den rein statischen (Gewichts-)Kräften (Hildebrand 2008).Die natürliche Waldvegetation ist auf eine gut funktionierende Wechselwirkung zwischen Luft bzw. Wasser im Boden und Wurzeln bzw. Mykorrhizapilzen angewiesen. Der optimale Aggregierungszustand ist im Wesentlichen biogen,

befindet

sich

im

Oberboden

und

ist

daher

durch

Befahren/Verdichten

außerordentlich verletzbar. Die Intaktheit des Boden-Ökosystems ist eine wesentliche Bedingung für die produktive, ökonomische Waldnutzung nach dem Lübecker Konzept.

4.8.3.2.2 Teilprojekt „Lignicole Pilze“ Lignicole Pilze zersetzen (Tot-)Holz. Sie sind entscheidend für das Recycling der Biomasse und damit für das Funktionieren des internen Ernährungskreislaufes von Wäldern. Auch speichern sie Wasser sowie chemische Elemente wie C, N und P.Die Untersuchungen zeigen, dass die lignicolen Pilze aufgrund der Allgegenwärtigkeit ihres

370

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Diasporenpotenzials sehr schnell und signifikant auf Extensivierung bzw. Nutzungsruhe in den Wäldern reagieren. Das gilt besonders für Naturnähe-Zeigerarten und KontinuitätsZeigerarten. Letztere kommen bei den OFN-Flächen in dreifacher Artenzahl gegenüber den MFN-Flächen vor, teilweise auch unabhängig vom Alter der Wälder. Offenbar sind Kontinuität

(Ungestörtheit)

und

Naturnähe

„attraktive“

Muster

und

wesentliche

Qualitätsmerkmale eines sich selbst organisierenden Waldes mit gut funktionierenden internen Kreisläufen. Insgesamt wurden 203 lignicol-saprophytische Pilzarten mit signifikanter Indikatorfunktion für Buchenwald-Ökosysteme gefunden, was eine überdurchschnittlich hohe Anzahl ist und damit die relativ naturnahe und störungsarme Situation selbst in den MFN-Flächen der Lübecker Naturnahen Waldnutzung anzeigt. Die Anzahl der lignicolen Pilze mit Indikatorfunktion ist eng korreliert mit der Menge an Totholz, besonders mit dickerem und stark zersetztem Totholz. Oberhalb von 25 m³ Totholz/ha steigt die Artenzahl rasant an, ab etwa 50 m³/ha ist sie umfassend vielfältig und nahe an Naturwäldern.

Lerneffekt für den Betrieb Große Naturnähe hat im Lübecker Konzept eine hohe Priorität. Sie indiziert erwünschte Waldzustände. Lignicole Pilze reagieren schnell und zahlreich auf das Vorhandensein von Naturnähe und Kontinuitätsstrukturen. Ausgewählte Indikatorarten sollen in Zukunft im Rahmen von Inventur und Biotopkartierung als Bioindikatoren beschrieben und genutzt werden. Die Recycling-Funktion der lignicolen Pilze ist eine wichtige und produktive Komponente. Deshalb sollen diese Pilze gefördert werden durch weitere Extensivierung, TotholzAnreicherung (mindestens 25 m³/ha) und Wasser-Anreicherung (Grabensystem nicht mehr unterhalten).

371

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

4.8.3.2.3 Teilprojekt „Höhere Pflanzen, Moose, Flechten“ Die botanische Artenvielfalt ist in den bewirtschafteten Wäldern (MFN) höher als in den OFN-Flächen. Allerdings trägt hierzu die hohe Anzahl der nicht-waldtypischen Arten und der Schlagflurarten (Störungsanzeiger) bei. Für das Funktionieren von Wald-Ökosystemen kommt es aber auf die natürlichen Arten der jeweiligen Waldgesellschaft an. Eng korreliert mit einer hohen Artenzahl ist die Waldkontinuität, unabhängig von der Wirtschaftsintensität. Epiphyten, besonders Flechten, sind empfindlich gegen Einträger aus der Luft (Stickstoff, Schwefel u.a.) und deshalb im Projektgebiet stark dezimiert. Vereinzelt kommen noch empfindliche, seltene Flechten auf Hainbuchen vor, die durch ihre Rindenstruktur Refugialeigenschaften besitzen. Die gefundenen Artenzahlen von Gefäßpflanzen liegen mit durchschnittlich 25 Arten je 400 m² - Erhebungsfläche im oberen Bereich vergleichbarer Europäischer Untersuchungen. Es wurden für Schleswig-Holstein sogar zwei totholz-besiedelnde Flechtenarten zum ersten Mal nachgewiesen.

Lerneffekt für den Betrieb Die „Naturnahe Waldnutzung“ erhält und fördert eine hohe und vielfältige Artenzahl. Die Erkenntnisse und Beschlüsse der Convention on Biological Diversity (CBD) in Rio de Janeiro 1992 richten sich aber auf die „natürliche“ Artenausstattung, die das Funktionieren der Natürlichen Waldgesellschaft bewirken. Bei Inventuren, besonders bei der Waldbiotopkartierung, muss das Augenmerk auf den natürlichen Arten, speziell den Waldarten, liegen. Das Vorkommen der Nichtwaldarten bzw. von Störungszeigern sollte als Hinweis auf nicht-konzeptkonforme Betriebsarbeiten wahrgenommen werden. Die meisten Waldarten kommen in Wäldern mit hoher (zeitlicher) Kontinuität vor. Bei Betriebsarbeiten auf alten Waldstandorten sind die Leitgedanken der behutsamen Eingriffe (ökologisches Ertragsniveau, minimaler Einsatz) besonders sorgfältig auszuführen. Besondere Beobachtung muss der Erhaltung von Hainbuchen (Carpinus betulus) in Buchenwäldern

geschenkt

werden,

weil

diese

die

letzten

und

empfindlichsten

Flechtenarten beherbergen. Diese sind als Bioindikator für Luft(schad-)stoffe wichtig. Sie

372

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

können sich bei verbesserter Luftqualität von hier aus wieder in ihren eigentlichen Wirtstyp Buchenwälder verbreiten. Der Nachweis, dass der Lübecker Wald artenreich ist, dass seltene Arten zurückkehren und Anzeiger für Kontinuität und Naturnähe zahlreich sind, weist darauf ist.

Die

Untersuchungsergebnisse

Naturschutzverbänden.

Die

gesellschaftliche

Bewirtschaftungskonzept vertrauensbildend

bei

hin, dass das

zielführend

wirken

Akzeptanz

des

Wirtschaftens („Naturnutzung“) wird erhöht. 4.8.3.2.4 Teilprojekt „Brutvögel“ Die höchsten Brutvogeldichten finden sich im länger nicht mehr genutzten Referenzwald (OFN-50), gefolgt vom OFN-12. Besonders deutlich ist der Gradient der forstlichen Nutzungsintensität für verschiedene Vogelarten und ihre Häufigkeit im Hinblick auf deren Naturnähe-Zeigerqualität. Einige typische Buchenwald-Vogelarten konnten in den Wirtschaftswäldern überhaupt nicht nachgewiesen werden. Zwischen Totholzmenge und Vogeldichte besteht ein Zusammenhang. Insgesamt ist die Brutvogeldichte relativ hoch.

Lerneffekt für den Betrieb Die Referenzflächen haben in Eigenentwicklung „naturnahe“ Muster (und Funktionen) hervorgebracht, die durch die „Bioindikatoren Vögel“ bestätigt werden. Die Eignung der Referenzflächen als Lernflächen im Sinne naturnaher Wirkmechanismen wird auch damit bestätigt. In Wirtschaftswäldern, in denen typische Buchenwald-Vogelarten nicht nachgewiesen wurden, ist die bisherige Wirtschaftsweise und deren Effekt auf die Waldstruktur zu überprüfen. Die hohe und weiter ansteigende Vorratshaltung der untersuchten Buchenwälder (zzt. 485 Vfm/ha) bedingt bei konzeptkonformen mindestens 10 Prozent Biotopbäumen (einschl. Totholz) und 10 Prozent Referenzflächen (mit bis zu rd. 800 Vfm/ha Holzvorrat) auch ein ansteigendes Angebot an Totholz. Untersuchungen von Flade et al. (2003) bestätigen für Norddeutschland, dass das Vorkommen von Vögeln der Buchenwald-Leitarten am stärksten mit dem Volumen von Totholz, speziell des stehenden Totholzes, korreliert. Als „gute fachliche Praxis“ werden mindestens 30 m³/ha, als optimal 50 m³/ha empfohlen.

373

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die derzeitige Totholzmenge liegt in den untersuchten älteren Buchenwäldern in der Nähe der „guten fachlichen Praxis“. Mit der geplanten weiteren Vorratsererhöhung wird dieses Niveau in Zukunft überschritten werden. In jüngeren vorratsärmeren Wäldern ist gezielt auf weitere Totholzanreicherung zu achten. Insgesamt weist die hohe Ausstattung der Wälder mit Brutvögeln, speziell mit NaturnäheAnzeigern, darauf hin, dass das Lübecker Konzept zielführend durchgeführt wird.

4.8.3.2.5 Teilprojekt „Waldverjüngung und Verbiss“ Auf den untersuchten Waldflächen kamen – umgerechnet auf die Flächeneinheit „1 Hektar“ 42.000 junge Bäumchen (28 verschiedene Baumarten) pro Hektar als Naturverjüngung „an“, aber nur 750 Bäume pro Hektar kamen bis zu Höhenklasse 1,60 bis 3,20 m „durch“. Diese sind zu ca. 40 – 50 Prozent sichtbar verbissen. Die durchgekommenen Baumarten bestehen zu 90 Prozent nur noch aus Buche und Bergahorn. Die anfängliche Verjüngungsdichte ist in den OFN-Wäldern deutlich höher als in den MFNWäldern. Mit wachsender Höhenklasse fallen die Anzahlen in den OFN-Wäldern schneller ab als in den MFN-Wäldern, besonders bei lichtbedürftigen Baumarten. In den an Jäger verpachteten Wäldern ist der Verbiss zwei- bis dreimal so hoch wie auf den von der Forstverwaltung selbst bejagten Wäldern.

Lerneffekt für den Betrieb Bei derzeitiger Wildsituation (speziell Rehwild und Rotwild) haben außer Buchen und Bergahorn andere Baumarten der natürlichen Waldgesellschaft (z.B. Eschen, Eichen, Hainbuchen, Spitzahorn) kaum Aussichten, sich waldbildend zu beteiligen. Auf den OFN-Flächen, aber auch auf den MFN-Flächen, werden Lichtbaumarten wie Eichen, Birken und Kiefern in den nächsten Jahrzehnten des Holzvorratsaufbaus wegen Lichtmangel noch weniger „durchkommen“. Erst nach einer Übergangszeit von mindestens 40 Jahren werden wieder vermehrt Lichtlücken durch die Ernte der ZieldurchmesserStämme, durch das Zusammenbrechen einzelner Biotop- bzw. Totholzbäume und durch Zerfallslöcher auf den Referenzflächen entstehen. Danach ist mit stärkerem „Durchkommen“ der Lichtbaumarten zu rechnen. Spezielle waldbauliche Fördermaßnahmen sind bis dahin nicht erforderlich.

374

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die derzeitige Verbisssituation gefährdet die waldbaulichen Ziele des „Lübecker Konzeptes“ massiv. Das gilt besonders für die jagdlich verpachteten Reviere, auf denen der Verbiss ein Vielfaches im Vergleich zu den vom Betrieb selbst bejagten Flächen ausmacht (bei gleich hohem durchschnittlichem Rehwildabschuss von zzt. 11 Rehen je 100 Hektar und Jahr – laut „Abschussmeldungen“). Die Verbiss-Schäden sind zzt. die stärksten Störungen bei der Entwicklung der Wälder nach dem Lübecker Konzept. Der Betrieb muss umgehend reagieren durch: - höheren Schalenwildabschuss (langjährig ca. 20 Rehe je 100 Hektar und Jahr) - mehr eingezäunte Verjüngungsflächen - weniger Jagdverpachtungen - drastische Zielvorgaben und Kontrollen bei verpachteten Revieren wie höhere Planzahlen für den Abschuss, körperlichen Nachweis des erlegten Wildes, „Strafzahlungen“ bei nicht erfüllten Abschüssen, Kontrolle durch Verbissgutachten,

4.8.3.2.6 Teilprojekt „Waldwachstum“ Die Wachstumsdynamik von Wirtschaftswäldern (MFN) ist deutlich unterschiedlich zu derjenigen von Naturwäldern (OFN). Deshalb müssen ertragskundliche Erfahrungen und Annahmen, die für MFN-Wälder gelten, für OFN-Wälder nicht unbedingt zutreffen. Der Volumen-Zuwachs der OFN-Wälder ist höher als derjenige der MFN-Wälder. Der break-even point der Volumenhaltung im Hinblick auf weitere Zuwachssteigerung liegt bei den OFN-Flächen bei 40 – 45 m² Grundfläche/ha entsprechend etwa 750 – 850 Vfm/ha. Für das Lübecker Konzept mit Eingriffsminimierung erscheint ein Zielvorrat von ca. 600 Vfm/ha optimal. Der derzeitige mittlere Holzvorrat beträgt bei den MFN-Wäldern 485 Vfm/ha. Der Volumen-Zuwachs kann

nur bis etwa 40 cm BHD durch Grundflächenabsenkung

gesteigert werden. Danach zeigen Eingriffe keinen signifikanten Einfluss mehr.In der Jugend werden erst ab etwa 20 cm BHD die Qualität, die ausreichende Schaftlänge und die Vitalität der Bäume erkennbar. Die Holzqualität steigt in den MFN-Wäldern nach der Phase der Auslese (über 40 cm BHD) nicht mehr an, weil nutzungsbedingte Schäden entstehen bzw. beschädigte Bäume (Fällungs- und Rückeschäden) mit sonst guter Qualität mit entnommen werden Schlagpflege).

375

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Simulation des Waldwachstums mit dem Programm „Waldplaner Version 1.4/Programm BWinPro“ über 30 Jahre hinweg bringt ähnliche Ergebnisse wie die empirischen Funde für das „Prozessschutz-Konzept“ (s. auch DUDA 2006). Die Entwicklung der OFN-Flächen wird in der Simulation aber deutlich anders beschrieben als in der Lübecker Realität vorgefunden. Die Simulation lässt diese Wälder frühzeitig zusammenbrechen.

Lerneffekt für den Betrieb Das Naturnähe-orientierte Lübecker Konzept kann durch weitgehende Extensivierung (Minimierung) der (Pflege-)Eingriffe die angestrebte Selbstregulierung und optimale natürliche Produktivität der Wälder erreichen. Bis zur „Stangenholz“-Phase (bis ca. 20 cm BHD) soll Selbstdifferenzierung bis zu erkennbaren Wirtschaftsstrukturen wirken. Es erfolgen keine Eingriffe. In der „Auslese-Phase“ (ca. 20 – 40 cm BHD) sollen Dickenwachstum gefördert und Qualität verbessert werden. Hier erfolgen 2 – 3 Durchforstungseingriffe; das sind 2 – 3 Durchforstungen weniger als bisher. In der Vorratspflege-Phase (über ca. 40 cm BHD) wird Holzmasse angereichert. Es erfolgen keine Eingriffe. Zielstärken-Nutzung ist bei Buchen ab 65 cm BHD und Einzelstamm-weise möglich. Als Zielvorrat für optimale Massen- und Qualitätsleistung werden dauerhaft 600 Vfm/ha angestrebt. Das vorliegende Projekt hat gezeigt, dass die erhöhten OFN-Vorräte und die Eingriffsreduzierung bedeutende Leistungen für Arten- und Naturschutz erbringen (Biotopholz, Totholz, Naturnähe, Kontinuität u.a.). Auch die Speicherung von klimaveränderndem CO2 (bzw. C) wird durch Vorratsanreicherung in Wäldern bewirkt. Neuere Untersuchungen in Natur- und Primärwäldern zeigen, dass diese auch im hohen Alter (bis zu 800 Jahren) und gerade bei hohen Vorräten eine CO2-„Senke“ bleiben und nicht – wie bisher angenommen – CO2-neutral sind (Luyssaert et al. 2008). Die Erkenntnisse zum Waldwachstum wären ohne das örtliche betriebliche Informationssystem

(Forsteinrichtung,

Biotopkartierung,

Betriebsbuchhaltung

u.a.)

und

die

376

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Vergleichsmöglichkeiten zwischen OFN (Referenzflächen) und MFN nicht möglich. Klassische Ertragstafel-Kalkulationen und auf diesen basierende Simulationsverfahren führen in die Irre. Diese bilden nicht die örtlichen Verhältnisse in naturnahen Wäldern ab, sondern beschreiben modellhaft vorgegebene (anthropogene) Waldstrukturen und deren vermutete Auswirkungen im Sinne einer „self fulfilling prophecy“. Für den Übergang vom naturfernen eingriffsintensiven Forstwirtschaften zu einer naturnahen eingriffsminimierenden Waldnutzung sind als „Lernflächen“ und zum „Validieren“ repräsentative Referenzflächen unverzichtbar. Die Erkenntnisse aus dem Vergleich OFN mit MFN erbringen erhebliche betriebswirtschaftliche und damit auch finanzielle Verbesserungen. 4.8.3.2.7 Teilprojekt „Waldbauliche Schlussfolgerungen“ Dieses Teilprojekt wertet die umfangreichen Daten – und damit auch „Erfahrungen“ – aus, die im Stadtwald Lübeck mit der dortigen „Naturnahen Waldnutzung“ gemacht wurden und durch zwei differenzierte Inventuren dokumentiert wurden. Das Lübecker Konzept möchte „den Zufall“ schützen, Selbstregulation zulassen und waldbauliche Eingriffe minimieren. Der Autor dieses Teilprojekts hat die Inventuren in den Jahren 1994 und 2004 durchgeführt und den Stadtwald bis heute intensiv begleitet. Er formuliert „waldbauliche Minimierungsvorschläge“, die nachfolgend für den Betrieb übernommen werden. Lerneffekte für den Betrieb – Die Erschließung durch Rückegassen soll mit voranschreitendem Anteil der Zielstärkennutzung vom heutigen Gassenabstand 40 m sukzessiv bis auf 100 m extensiviert werden. – Die Mischbaumarten der natürlichen Waldgesellschaft müssen durch ein intensives Jagdmanagement gesichert werden. – Die Wald-Etablierung (Jugend) soll möglichst nicht durch Saat oder Pflanzung „gemacht“ werden. – Die Qualifizierungs-Phase bis zu einem astfreien Schaft von 6 – 8 m Länge darf nicht durch Eingriffe gestört werden. – In der Auslese-Phase (BHD 20 cm – 40 cm) werden vitale und qualitativ hochwertige heimische Bäume (Qualität B und besser) gefördert. Statt bisher etwa 5 – 6 Durchforstungen, sollen nur noch etwa 3 Durchforstungen (alle 15 Jahre) erfolgen. Die Eingriffe zielen nur auf herrschende und vorherrschende Bedränger mit schlechter Qualität, nicht aber auf unterständige Bäume. Diese sind u.a. wichtige Wirtsbäume von

377

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

epiphytischen Flechten, die als Bioindikatoren und bedrohte Restvorkommen zu erhalten sind. – In der Vorratspflege-Phase (ab BHD 40 cm) soll Hiebsruhe herrschen, bis die Bäume den Zieldurchmesser von 65 cm BHD erreicht haben, von dem ab Einzelstamm-weise geerntet werden kann, aber nicht muss. – Als dauerhafter Zielvorrat (Dauerwald) sind 600 Vfm/ha anzustreben. Der momentane Vorrat beträgt 485 Vfm/ha. – Biotopholz muss konsequenter als bisher durch Schonen der schwachwüchsigen unterständigen und der qualitativ schlechten alten Bäume vermehrt werden. 4.8.3.2.8 Teilprojekt „Betriebswirtschaftlicher Vergleich“ Mithilfe des Waldwertrechnungsverfahrens des Landes Nordrhein-Westfalen (Programm Silval) wurden der Bestandeswert (pro ha) des gesamten MFN-Waldes sowie der Wälder OFN-12 und OFN-50 berechnet. Die Bestandesdaten stammen aus der Inventur des Stadtwaldes von 2003. Es wurden sowohl die Eichen- als auch die Buchen-Wälder separat berechnet. Die Bestandeswerte für Eichen-Wälder betragen: Nutzungsintensität

Bestandeswert

- MFN

27.616 E/ha

- OFN-12

32.202 E/ha

- OFN-50

35.352 E/ha

Von besonderem Interesse sind im Rahmen dieses Projektes die Bestandeswerte der Buchen-Wälder: Nutzungsintensität

Bestandeswert

- MFN

13.214 E/ha

- OFN-12

14.014 E/ha

- OFN-50

18.020 E/ha

Der betriebswirtschaftliche Vergleich ging auch der häufig geäußerten (kritischen) Auffassung nach, dass Extensivierung („Prozessschutz“) und Eingriffsruhe (OFN) zu schnellem Qualitätsverfall führen (z.B. DUDA 2006).

378

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Zu diesem Zweck wurden die im Bewertungsverfahren hergeleiteten Wertziffern (Skala von 1 – 5) verglichen: Nutzungsintensität

Wertziffer der Buchen-Wälder

- MFN

2,2

- OFN-12

2,1

- OFN-50

2,2

Ähnliche Relationen bestehen auch für die Eichen-Wälder, mit dem Ergebnis, „dass die Stilllegung von Wäldern im Stadtwald Lübeck in einem Zeitraum von (rd.) 20 – 50 Jahren zu keiner Qualitätsverschlechterung führte.“ Lerneffekt für den Betrieb Nach dem offiziellen Waldwertrechnungsverfahren führten sowohl die kurzfristige (OFN-12) als auch die langfristige Nutzungsaufgabe (OFN-50) zu keiner Verschlechterung der Holzqualität in den Lübecker Wäldern. Auch die derzeitigen Bestandeswerte sind in den OFN-Wäldern am höchsten. Dieses Verfahren (Programm „Silval“) stützt sich auf die üblichen Forsteinrichtungsdaten, klassische Ertragstafelwerte, standardisierte Sortentafeln und Kalkulationen mit Mittelwerten. Damit gibt es aber die tatsächlichen örtlichen Verhältnisse nur sehr ungenau wieder. Für die untersuchten Flächen liegen neben den im Silval-Programm verwendeten Forsteinrichtungsdaten die Ergebnisse der Kontrollstichproben und spezieller Qualitätsanalysen vor (Teilprojekt „Wachstum von Buchenbeständen“). Ein Vergleich der wesentlichen betriebswirtschaftlichen Kriterien Baumhöhe bzw. Höhenbonität

und

Volumen/ha

bzw.

Bestockungsgrad

(B°)

aus

den

unterschiedlichen

Ermittlungsverfahren zeigt die sich methodisch daraus ergebenden Unterschiede für dieselben Waldflächen:

379

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Kontrollstichprobe (individuelle

Programm Silval (standardisier-

Bestandeswerte)

tes Ertragstafel-Verfahren)

Oberhöhe (m)

Höhenbonität (rel.EKL)

MFN

31,3

2,5

OFN-12

33,3

2,9

OFN-50

36,3

2,5

Volumen (Vfm/ha)

Bestockungsgrad (B°)

MFN

485

1,8

OFN-12

609

1,7

OFN-50

785

2,0

Tab. 1: Vergleich der Ergebnisse für Höhe/EKL bzw. Volumen/B° aus unterschiedlichen Erhebungsverfahren für das Projektgebiet.

Ganz

offensichtlich

werden

die

tatsächlichen

Verhältnisse

besonders

auf

den

Naturwaldflächen mit den Standard-Modellen nicht richtig abgebildet bzw. systematisch unterschätzt. Ähnliche Erfahrungen ergaben sich bei der Simulation mit dem Programm „Waldplaner Version 1.4/Programm BWinPro“, bei dem die Naturwälder nach wenigen Jahrzehnten als zusammengebrochen simuliert wurden (Teilprojekt „Waldwachstum“). Das Teilprojekt „Betriebswirtschaftlicher Vergleich“ ermittelt für MFN und OFN-50 dieselbe, relativ schlechte Höhenbonität (EKL) von 2,5, während tatsächlich die OFN-Höhen um 5,0 Meter bzw. 16 Prozent höher sind und tatsächlich beide Kollektive zu den besten Ertragsklassen in Norddeutschland gezählt werden. Das Volumen von OFN-12 ist um 124 Vfm/ha höher als das von MFN, aber der Bestockungsgrad von OFN-12 wird niedriger ausgewiesen als der von MFN. Aus alledem resultiert für den Betrieb: 1. Bestandeswert und Qualität der MFN-Wälder liegen tatsächlich deutlich höher als mit den Ertragstafel-basierten Rechenverfahren ausgewiesen wird. Eine weitere Extensivierung bzw. Reduzierung der Eingriffe verringert Bestandeswert und Qualitäten nicht, sondern erhöht sie. 2. Vergleichsmessungen zwischen MFN und OFN und konkrete bestandesbezogene Auswertungen sind für weitere Rationalisierungen (ökonomische Verbesserung) unerlässlich. Referenzflächen bleiben bei der Umstellung auf ein Eingriffs-minimierendes, Natur-orientiertes

380

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Wirtschaftskonzept für lange Zeit ein wesentliches Erfahrungsobjekt für Rationalisierungen. 4.8.3.2.9 Teilprojekt „Ökonomische Analyse und Bewertung des Referenzwaldes „Schattiner Zuschlag“ im Hinblick auf das betriebswirtschaftliche Prinzip der Kostenminimierung“ Dieses Teilprojekt erörtert die Frage, ob die „Naturnahe Waldnutzung“ nach dem Lübecker Konzept ökonomisch sinnvoll ist, besonders im Hinblick auf das Ziel, die ökonomische Effizienz über die Minimierung des Aufwandes (und nicht die Maximierung des Ertrages) zu erreichen. Dieses wird durch theoretische Erörterung an der OFN-50-Fläche durchgeführt, die rechnerisch um die Varianten MFN-50 mit mäßiger und mit starker Durchforstung erweitert wird. Da die Bestandesbewertung aus dem Teilprojekt „Betriebswirtschaftlicher Vergleich“ offensichtlich

realitätsferne

Ergebnisse

erbrachte,

wurde

diese

nicht

zu

einem

Variantenvergleich herangezogen. Stattdessen wurden für den OFN-50-Bestand die eingesparten Aufwändungen ermittelt und den theoretisch nach Ertragstafel kalkulierten erntekostenfreien Erträgen bei MFN gegenüber gestellt. Das Ergebnis der Modellkalkulation ist, dass bei einem heutigen durchschnittlichen erntekostenfreien Wert des Holzvorrates (Efm) von 44,42 EUR im OFN-50-Wald dieser ökonomisch einem MFN-50-Wald mit mäßiger Durchforstung gleichwertig ist. Liegt der derzeitig erntekostenfreie Erlös des Waldes höher, ist die OFN-Variante günstiger. Dabei gelten Annahmen wie z.B. (1) bis BHD 20 cm wurden weder Erlöse erzielt noch Ausgaben getätigt (2) die laufenden Kosten stiegen seit 1953 von 3 EUR/ha linear bis 2003 auf 30 EUR/ha an (3) der Zinsfuß ist 4 % (4) die Wertziffer (Qualität des Holzes) ist 3 für OFN und MFN (5) Nicht-Holz-Leistungen wurden nicht bewertet. Lerneffekt für den Betrieb Dieses Teilprojekt würdigt erkenntnistheoretisch die betont ökonomische Begründung des Lübecker Konzeptes über das Prinzip der Minimierung des Aufwandes. Für die theoretische Bewirtschaftungsvariante MFN-50 wurden Ertragstafel-gestützte Simulationen vorgenommen. Für relative Aussagen, also Vergleiche, sind sie sehr wohl geeignet, wenn die Annahmen realistisch sind.

381

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Da die Lübecker Waldnutzung durch die bestehenden Ertragstafel-Modelle nicht abgebildet wird, bedeutet der angestellte Vergleich der OFN-Variante mit der MFN-Variante einen Vergleich zu Ertragstafel-orientierten Forstwirtschaftskonzepten. Die Ergebnisse geben deshalb an, ob und wie der „Naturwald Schattin“ (OFN-50) durch seine bisherige NichtBewirtschaftung anderen konventionellen Forstkonzepten ökonomisch überlegen oder unterlegen ist. Die Studie hat als Grenzwert den erntekostenfreien Erlös je Erntefestmeter von 44,42 EURO ermittelt. Der Stadtwald Lübeck kann durch Prüfen der gemachten Annahmen und durch Einsetzen der tatsächlichen örtlichen Werte die ökonomische Position des OFN-Waldes ermitteln: - Annahme 1: Bis BHD 20 cm werden weder Erlöse erzielt noch Ausgaben getätigt. Tatsächlich werden in dieser frühen Phase in den Ertragstafel-orientierten Konzepten umfangreiche, vor allem nicht-kostendeckende Maßnahmen durchgeführt.Bei einem simulierten Vergleich der Konzepte von Lübeck (Prozessschutz), Landesforst Niedersachsen (LÖWE) und Landesforst Brandenburg (Altersklassen) ermittelten Kaiser&Sturm (1999) die konzeptionell vorgesehenen jährlichen Arbeitsflächen im Stadtwald Lübeck für die frühe Altersphase bis ca. 20 cm BHD: Maßnahme

Prozessschutz

LÖWE

Altersklassen

Kulturpflege

0 ha

4,2 ha

9,8 ha

Jungbestandspflege

0,1 ha

2,2 ha

84,8 ha

Summe

0,1 ha

6,4 ha

94,6 ha

Außerdem

fallen

beim

MFN-50-Wald

nach

den

Endnutzungen

Maßnahmen

für

Walderneuerung an. Dieser Flächenaufwand beträgt nach Kaiser&Sturm (1999) für den Stadtwald Lübeck jährlich in Hektar:

Maßnahme

Prozessschutz

LÖWE

Altersklassen

Kultur

1,8

3,6 ha

8,4 ha

Naturverjüngung ergänzen

0,4

2,2 ha

2,2 ha

Vor-, Nach-, Unterbau

2,5

4,2 ha

3,4 ha

Pflanzung nach Zwangsnutzung

1,8

2,3 ha

2,5 ha

Summe

6,5

12,3 ha

16,5 ha

382

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die Erfahrungen seit 1999 haben gezeigt, dass die jährlichen Flächen zur Walderneuerung in Lübeck unter 2 ha liegen. Neuerdings greifen sehr viele Forstverwaltungen bereits im frühen Bestandesalter, etwa ab 30 Jahren, in die Bestände ein, um für immer die Krone von Ziel-Bäumen freizustellen, zu qualifizieren und zu dimensionieren. Dazu müssen die Wälder zwei- bis dreimal im Jahrzehnt nachgelichtet werden. Die Annahme 1 ist gegenüber der Realität dahingehend zu modifizieren, dass die MFNFlächen schon vor dem BHD von 20 cm Kosten verursacht haben, die bei den OFNFlächen nicht anfallen. - Annahme 2: Die laufenden Kosten stiegen seit 1953 von 3 EUR/ha linear bis 2003 auf 30 EUR/ha an. Die tatsächlichen direkten laufenden Kosten betrugen im Stadtwald Lübeck im Jahre 2006 im Durchschnitt für den Gesamtbetrieb 63 EUR/ha, im Jahr 2007 waren es 50 EUR/ha. Vergleichen mit den im Ertragstafel-Modell unterstellten 30 EUR/ha liegen die realen Kosten deutlich höher. Das bedeutet, dass die möglichen Einsparungen auf der OFN-50-Fläche deutlich größer wären, als in der Annahme 2 unterstellt wird. - Annahme 3: Der Zinsfuß ist 4 %. Forstliche Zinsfüße werden meist „gesetzt“ statt empirisch (über Opportunitäten) ermittelt, um Forstwirtschaft als niedrig-verzinsliche Primärproduktion mit Jahrhunderte-langen Verzinsungszeiten nicht „totzurechnen“. Grundsätzlich sollte bei den Zinsfüßen aber zwischen hohen Zinsen für „geliehenes Geld“ (bei Aufwand) und niedrigen Zinsen für „angelegtes Geld“ (bei Ertrag) unterschieden werden, wie es real bei Bankgeschäften erfolgt. Das Lübecker Konzept verursacht aus dem System heraus und tatsächlich wenig Kosten (Kostenminimierung), auf den OFN-Flächen (fast) gar keine. Die Vergleichs-Konzepte (Ertragstafel-Verlauf) verursachen höhere und frühe Kosten. Zwar zeigt die Sensitivitätsanalyse des Teilprojektes „Ökonomische Analyse“ einen geringen Effekt durch Zinsänderung und Kostenänderung, der aber dennoch bei nur 2 % Zinssteigerung schon bis zu 2 EURO an erntekostenfreiem Wert für einen Festmeter Holz zugunsten der OFN-Variante ausmacht.

383

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tendenziell sind die realen Verhältnisse für den OFN-Wald günstiger als in der Annahme 3 festgelegt wurde. -

Annahme 4: Die Wertziffer beträgt 3 für OFN und MFN gleichermaßen.

Schon im Zusammenhang mit dem Teilprojekt „Betriebswirtschaftlicher Vergleich“ wurde dargelegt, dass die Qualitätsziffer 3 augenscheinlich bzw. nach den tatsächlich vorliegenden Güte-Einstufungen für den OFN-50-Wald deutlich zu schlecht gewählt wurde. Im Prinzip sollte das aber bei gleicher Einstufung von OFN und MFN im Vergleich nichts ausmachen. Die Untersuchungen der Qualitätsentwicklung im Teilprojekt „Waldwachstum“ haben ergeben, dass die Qualitäten im MFN-Wald nutzungsbedingt nicht gegenüber dem OFNWald ansteigen. Es existiert aber ein Zusammenhang zwischen Qualität, Dimension und Preis. Bei gleicher Qualität steigt der Preis überproportional mit der Dimension, speziell mit dem Mittendurchmesser des Rundholzes, bis zu einem Maximum an, das oberhalb des festgelegten Zieldurchmessers von 65 cm BHD bei Buche liegt. Die Nutzungen bei MFN-50 erfolgen der Masse nach vermutlich in den kalkulierten ca. 10 Durchforstungen zu ca. 50 Prozent in Durchmessern unterhalb des Zieldurchmessers. Bei dem Lübecker Konzept würden in dem kalkulierten Zeitraum nur ca. 2 Durchforstungen anfallen. Bei OFN, dem Vergleichswald, sind keine Bäume entnommen werden. Der zu verwertende Vorrat ist nicht nur höher, sondern er besteht auch aus mehr starkdimensioniertem, damit überproportional wertvollerem Holz. Tendenziell sind die realen Verhältnisse für den OFN-Wald günstiger (wertvoller) als in Annahme 4 festgelegt wurde. - Annahme 5: Nicht-Holz-Leistungen wurden nicht bewertet. Die vorgenommene „ökonomische Analyse“ konzentriert sich grundsätzlich und methodisch auf die materielle, naturale Nutzfunktion. Dennoch sollte zumindest registriert werden, dass das Lübecker Konzept und speziell die 10 Prozent Referenzflächen (OFN) gegenüber klassischer Forstwirtschaft erhebliche ökologische, naturschützerische und gesellschaftspolitische Vorteile haben, wie sie in einzelnen Teilprojekten näher beschrieben wurden. Die Vorteile, die sich z.B. aus Naturnähe und Kontinuität ergeben, münden z.B. in größere (ökologische) Funktionsfähigkeit und damit in geringere ökonomische Risiken. Hohe Naturwald-Vorräte speichern mehr Kohlenstoff und sind kontinuierliche CO2-Senken

384

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

(Luyssaert et al. 2008), die eventuell bald über CO2-Emissionszertifikate ökonomisch in finanzielle Erträge umgesetzt werden können. Tendenziell sind die realen Verhältnis für den OFN-Wald günstiger (wertvoller) als in der Annahme 5 festgelegt wurde. Andererseits ist zu vermuten, dass die verwendeten Ertragstafel-Werte die Leistungsfähigkeit des kalkulierten MFN-Wald als zu gering einstufen. Die dargestellten Überlegungen zu den Annahmen der Modellrechnung ergeben, dass der Grenzwert von 44,42 EURO für den erntbaren Festmeter Holz(vorrat) im realen OFN-50Wald deutlich überschritten wird. Damit ist diese reale Variante mit extremer Minimierung von Eingriffen (Nullfläche; totaler Prozessschutz) zu diesem Zeitpunkt im „Schattiner Zuschlag“ der MFN-50-Variante mit Ertragstafel-orientierten Eingriffen ökonomisch überlegen. Der tatsächliche erntekostenfreie Erlös im Gesamtbetrieb für den Festmeter Buchenholz betrug im Jahre 2003 im Stadtwald Lübeck im Durchschnitt 50,66 EURO (ohne BrennholzSelbstwerberernte). Unterstellt man, dass die spezielle Sortenstruktur und die Qualität in dem „Schattiner Zuschlag“ den Wert des Holzes gegenüber dem Durchschnitt des MFNWaldes um ca. 20 Prozent erhöhen, könnte für den realen erntekostenfreien Erlös etwa 60 EUR je Festmeter angenommen werden. Dieser Erlös liegt gegenüber dem Grenzwert von 44,42 EUR um rd. 15 EUR höher. Schon 1994 unternahmen Welcker&Bünting ertragskundliche und ökonomische Analysen in der Referenzfläche „Schattiner Zuschlag“. Eine Untersuchung erfolgte in einem damals 63jährigen Buchenbestand. Die Ertragstafel-gemäße Simulation einer Bestandespflege mit 4 Eingriffen von 1950 bis 1990 ergab hier einen negativen Deckungsbeitrag von 2.085 DM/ha (Zinssatz 1%) im Vergleich zum unbehandelten Referenzbestand. In diesem Kontext sind auch die Prognosen interessant, die von Kaiser&Sturm (1999) für den Reinertrag des Lübecker Gesamtbetriebes nach 40 Jahren der Umstellung durch „Naturnahe Waldnutzung“ gemacht wurden (in DM): Reinerträge

Prozessschutz

LÖWE

Altersklasse

DM/ha/a

207

121

103

DM je Efm

53

29

24

385

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Das tatsächliche (kameralistische)Betriebsergebnis des Stadtwaldes Lübeck ergab für 2007 einen Überschuss von 175.000 EUR (48 EUR/ha Holzbodenfläche bzw. 15 EUR/Efm)4. Für 2008 wird ein Überschuss von 145.000 EUR (40 EUR/ha bzw. 14 EUR/Efm) erwartet (Hansestadt Lübeck 2008). 4.8.3.3 Zusammenfassung der Betrieblichen Bewertung In der Kooperationsvereinbarung zu diesem DBU-geförderten Projekt ist als „Übergeordnete Zielsetzung“ formuliert: „Das Vorhaben ist darauf ausgerichtet, ein

bestehendes multifunktionales naturnahes

Waldnutzungskonzept hinsichtlich seiner ökologischen Kriterien zu erfassen und im Vergleich zwischen unbewirtschafteten Referenzflächen und regulären Wirtschaftswäldern Steuerungsmechanismen zu identifizieren, die den ökonomischen Erfolg des Betriebes sichern oder verbessern können.“ Über den Zusammenhang zwischen dem ökologischen Zustand von Wäldern und ihrer ökonomischen Leistung(sfähigkeit) ist kaum geforscht und publiziert worden. Beide „Lager“ sind in ihrem jeweiligen Forschungsobjekt schon mit unübersichtlichen, superkomplexen und lebenden Systemen konfrontiert. Die grenzüberschreitende Sicht überfordert umso mehr. Manche Betriebswirte, aber auch „Waldbauer“, verdächtigen naturnah ausgerichtete Waldnutzungskonzepte der emotionalen Naturschwärmerei ohne rationale Begründbarkeit (v. Lüpke 1998). Blum et al. (1996), Tschupke (2008)). Das Lübecker Konzept der „Naturnahen Waldnutzung“ ist theoretisch primär aus ökonomischen Erwägungen entstanden: Primärproduktion rechnet sich nur dann, wenn die kostenlosen Produktivkräfte der „Natur“ optimal genutzt werden. Werden sie wesentlich durch „Arbeit“ und „Kapital“ substituiert, sinkt die Wertschöpfung drastisch ab. Der Betrieb kann dann ökonomisch nur noch durch Subventionen von außen stabilisiert werden oder vorübergehend (nicht-nachhaltig) durch naturalen Substanzverzehr aufrechterhalten werden. Diese Strategien sind zur Genüge als Regelfall der modernen Landwirtschaft bekannt. Das Lübecker Konzept verzichtet weitgehend auf „Substitution“ der Natur und setzt dagegen die weitgehende „Anpassung“ an natürliche Prozesse, um den von Natur aus leistungsund anpassungsfähigen Produktionsapparat Wald kosten- und risikoarm arbeiten zu lassen („instrumenteller Prozessschutz“ nach Piechocki et al. 2004). 4

ohne die in Auftragsverwaltung betreuten städtischen Stiftungswälder

386

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Die ökonomische Effizienz ergibt sich aus der Akzeptanz eines begrenzten „ökologischen Ertragsniveaus“, das mit „minimalen Eingriffen“ (Kosten, Störungen) erreicht wird. Wesentliche Bedingungen für das Funktionieren des Lübecker Konzeptes bestehen darin, dass - (Größere) Naturnähe (natürliche Waldgesellschaft) tatsächlich die natürliche und ökonomische Produktivität des Waldes nachhaltig verbessert bzw. sichert - Extensivierung (Minimum-Prinzip) tatsächlich Naturnähe fördert bzw. erhält - die waldbaulichen Maßnahmen tatsächlich Eingriffs-minimiert (extensiv) und Naturnähefördernd vollzogen werden. Das vorliegende Projekt hat sich mit diesen Fragen auf rd. 1.800 Hektar vergleichbaren Buchenwäldern beschäftigt, indem es den Vergleich zwischen lang- und mittelfristig unbewirtschafteten Referenzflächen (OFN-50, OFN-12) zum konzeptgemäß behandelten Wirtschaftswald (MFN) angestellt hat; und zwar aus - ökologischer - waldbaulicher - ertragskundlicher und - betriebswirtschaftlicher Sicht. Die Ergebnisse sind zusammengefasst: - Die Anzeiger für Naturnähe und Kontinuität des Wald-Ökosystems sind im lange unbewirtschafteten Wald (OFN-50) i.d.R. am ausgeprägtesten. Es existieren deutliche Zusammenhänge zwischen Nutzungsverzicht (totaler Prozessschutz) und Naturnähe. - Ertragskundliche Kenngrößen wie Holzvorrat, Holzqualität und Holzzuwachs sind in den OFN-Flächen größer als in den MFN-Flächen. - Waldbauliche Maßnahmen mit weiterer Extensivierung (Minimierung) fördern Naturnähe, Ertragsfähigkeit und Wirtschaftlichkeit. - Die ökonomischen Vergleiche zwischen OFN und MFN ergeben, dass Qualität und Wertschöpfung der Referenzflächen (OFN) keine Verschlechterung, unter aktuellen Marktbedingungen eher eine Verbesserung gegenüber MFN erfahren. - Die Qualität des Waldökosystems „Stadtwald Lübeck“ (hier: ca. 1.800 Hektar Buchenwälder) hat ein hohes Niveau, was auch als Ergebnis der seit 1994 konsequent durchgeführten „Naturnahen Waldnutzung“ gedeutet wird.

387

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Aus den Ergebnissen der Teilprojekte wurden für die Verbesserung (Rationalisierung) der Betriebsführung (im MFN-Wald) zahlreiche Erkenntnisse gewonnen. Diese sind zum Beispiel: - Die Extensivierung/Minimierung soll noch verstärkt werden, z.B. in der Waldpflege (Halbierung der Anzahl der Durchforstungen), dem Erschließungssystem (Verdopplung des Wegeabstandes). - Holzvorräte sollen von heute 475 Vfm/ha auf 600 Vfm/ha angereichert werden. - Die Holzernte soll zu etwa 80 Prozent der Masse auf die Ernte-Phase nach Erreichen des Zieldurchmessers (Buchen: 65 cm BHD) konzentriert werden. - Der Stadtwald Lübeck befindet sich strukturell noch in der Übergangsphase zum optimalen Konzeptwald. Bis dahin (ca. weitere 25 Jahre) sind im Wesentlichen die Naturnähe zu steigern (bevorzugte Ernte von nicht-heimischen Holzarten) und der Vorrat bei den heimischen Holzarten anzureichern. Die Untersuchungen des vorliegenden Projektes haben offengelegt, dass ohne die Informationen aus den örtlichen Inventuren, verbunden mit entsprechenden Interpretationen und Vergleichen zu unbewirtschafteten Referenzflächen keine realistischen Erkenntnisse für betriebswirtschaftlich lohnende Rationalisierungen und Konzeptanpassungen zu erwarten sind. Die detaillierten Analysen des Ökosystems Wald haben zu operationalen Erkenntnissen für die

Betriebsführung

geführt.

Diese

ermöglichen

weitere

Kosteneinsparungen

(Extensivierung) und geben Sicherheit im Hinblick auf eine qualitativ hochwertige Produktion und Anreicherung von marktfähigem Holz. Hinsichtlich der (noch?) nicht-marktfähigen Leistungen gibt es Hinweise, dass das Lübecker Konzept in hohem Maße die Anforderungen aus der Convention on Biological Diversity (CBD), den Verpflichtungen aus dem „Naturerbe Buchenwälder“ in Deutschland, dem Mindeststandard für „Gute Fachliche Praxis“, den Zertifizierungssystemen von „Naturland e.V.“, an Speicherung des klima- relevanten CO2, an Anpassung an eine bevorstehende Klimaänderung und an Natur-orientierte („Wildnis“) Erholung erfüllt. Damit wird neben der mikro-ökonomischen Verbesserung des Forstbetriebes auch die gesellschaftliche Akzeptanz sowohl bei den direkt betroffenen Bürgern Lübecks (Braune 1999) als auch gerade bei den kritischen Umweltverbänden gesichert (Greenpeace 1994). Nachwort aus einem der ersten „Anweisungen zum Waldbau“ für Forstbetriebe in Deutschland (Cotta 1817):

388

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

„Die Forstwirtschaft enthält aber keine Zaubermittel, und kann nichts gegen den Lauf der Natur thun… Der gute Forstwirth lässt die vollkommensten Wälder geringer werden, der schlechte verdirbt sie.“ 4.8.3.4 Literatur Blum A., Detten R.v., Klein C., Oesten G., Schanz H., Schmidt S. & Seling I. (1996): Die Natur weiß es am Besten? Über die Grundannahmen einer am Leitbild „Natur“ orientierten Forstwirtschaft am Beispiel des Prozeßschutzes. Arbeitsbericht 24 – 96. Institut für Forstökonomie, Universität Freiburg. Braune U. (1999): Meinungen der Lübecker Bürger zu ihrem Wald. Diplomarbeit (unveröffentlicht). Institut für Forstökonomie und Forsteinrichtung. Universität Dresden. Cotta H. (1817): Anweisungen zum Waldbau. Dresden. Duda H.A.A. (2006): Vergleich forstlicher Managementstrategien. Umsetzung verschiedener Waldbaukonzepte in einem Waldwachstumssimulator. Dissertation Göttingen. Fähser L. (1987): Die ökologische Orientierung der Forstökonomie. Forstarchiv 58, 50 – 60. Flade M., Möller G., Winter S. & Schumacher H. (2003): Naturschutzstandards für die Bewirtschaftung von Buchenwäldern im norddeutschen Tiefland. Sachbericht des F+EVorhabens des BfN „Biologische Vielfalt und Forstwirtschaft“ (FKZ 89884031), Landesanstalt für Großschutzgebiete Brandenburg. Eberswalde. Greenpeace (1994): Sustainable Forestry Management. City Forest Office of Luebeck. Greenpeace aktuell. Hamburg. Hansestadt Lübeck (2008): Jahresbericht 2007 über die Erfüllung der für 2007 vereinbarten Kontrakte. Lübeck 2008. Hildebrand E.E. (2008): Lässt sich das „Großraumexperiment Waldbodenverformung“ stoppen? AFZ – Der Wald 6/2008, 291 – 292.

389

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Kaiser M. & Sturm K. (1999): Dem Öko-Wald gehört die Zukunft. Wirtschaftsvergleich unterschiedlicher Waldbaustrategien (in Mitteleuropa). Greenpeace, Hamburg. v. Lüpke B. & Welcker B. (1998): Ein undurchforsteter Eichenbestand als Greenpeace Referenzfläche? Forstarchiv 69, 54 – 60.v. Lüpke B. & Welcker B. (1998): Ein undurchforsteter Eichenbestand als Greenpeace Referenzfläche? Forstarchiv 69, 54 – 60. Luyssaert S., Schulze E.-D., Börner A., Knohl A., Hessenmöller D., Law B.E., Ciais P. & Grace J. (2008): Old-growth forests as global carbon sinks. nature 455, 213 – 215. Piechocki R., Wiersbinski N., Potthast T. & Ott K. (2004): Vilmer Thesen zum „Prozessschutz“. Natur und Landschaft 79, 53 – 56. Stadtwald Lübeck (1994): Naturnahe Waldnutzung des Stadtwaldes Lübeck. Internes Merkblatt. Lübeck. Tschupke W.

(2008): Wem

nützt

ein

toter

Wald?

Pro

und

Contra

forstlicher

Prozessschutzflächen. Holz-Zentralblatt 38, 1044 – 1045. Welcker B. & Bünting A. (1994): Zustandserfassung und waldbauliche Interpretation zweier undurchforsteter Diluvialstandorten

Baumhölzer im

von

Forstamt

Stieleiche

Lübeck.

und

Diplomarbeit

Rotbuche

auf

Universität

reichen Göttingen.

Unveröffentlicht.

390

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

5 Ausblick In nahezu jedem Teilprojekt erfolgt abschließend eine ausführliche Vorausschau. Hier soll deshalb nur in aller Kürze zusammenfassend darauf eingegangen werden. Das vorgestellte Projekt erfolgt auf der Basis von zwei Folgeinventuren des Stadtwaldes Lübeck in dem für naturwissenschaftliche Untersuchungen sehr engen Zeitrahmen von einem Jahr. Die Ergebnisse zeigen dennoch, dass es grundsätzlich möglich ist, mit Hilfe des hier gewählten Untersuchungsdesigns Erkenntnisse zu gewinnen, die sowohl dem Naturschutz im Wirtschaftwald als auch den betriebswirtschaftlichen Erfordernissen dienen und zu deren Optimierung beitragen können. Sie verdeutlichen aber auch, dass es unerlässlich ist, auch in Zukunft durch ein ausreichendes Monitoring valide Daten im Wald zu erheben, die eine derartige Auswertung ermöglichen. Das Projekt wurde auf der Grundlage des Lübecker Konzeptes auf nährstoffreichen Böden mit einer überdurchschnittlichen Baumversorgung durchgeführt. Die Übertragbarkeit der Ergebnisse auf weitere Nutzungsvarianten und insbesondere auf weniger gut versorgte Standorte sollte daher in einem weitergehenden Forschungsprojekt überprüft werden. Auch zeigte sich, dass einige Indiktorsysteme besser geeignet sind als andere und zukünftig für eine einfachere Ansprache von öksystemaren Zusammenhängen genutzt werden können.

391

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

ANHANG

392

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

6 Anhang 6.1 Projektorganisation Einstellungen von MitarbeiterInnen

Das Ökologiezentrum Kiel stellte zur Bearbeitung des Teilprojektes Waldwachstum (Teilprojekt 1.1) Herrn Andreas Fichtner ein. Darüber hinaus konnte das ÖZK für die Bearbeitung des Teilprojektes Boden (Teilprojekt 3) Frau Susanne Irmler gewinnen. Beide Stellen sind auf 10 Monate befristet und vergütet nach BAT II/2. Werkverträge

Teilprojekt 2.1.1 Lignicole Pilze Zur Bearbeitung des Teilprojektes lignicole Pilze wurde im Juli 2007 durch das LANU ein Werkvertrag an den Pilzexperten Herrn Mathias Lüderitz vergeben. Teilprojekt 2.1.2 Moose, Flechten, Gefäßpflanzen: Das Ökologiezentrum hat für die Bearbeitung der Aufgaben im Teilprojekt Botanik, Naturnähe durch Moose, Flechten und Höhere Pflanzen Herrn Dr. Leonid Rasran beauftragt. Teilprojekt 2.2 Fauna, Brutvogelkartierung Das LANU hat zum 1. April 2004 den Dipl. Biol. Herrn Bernd Struwe-Juhl und Dipl. Biol. Dr. Bodo Grajetzky mit der Erfassung der Brutvögel im Untersuchungsraum beauftragt. Teilprojekt 4 Betriebswirtschaftliche Wertschöpfung Der Stadtwald Lübeck beauftragte Knut Sturm, Fa. Silva Verde, mit der ökonomischen Analyse der ökologischen Leistungen von Wäldern. Das LANU beauftragte Mitte September 2008 im Rahmen eines Werkvertrages Knut Sturm, Fa. Silva Verde mit der Simulation des Waldwachstums von Waldbeständen des DBU - Projektes „Hevenbruch“ und Bereitstellung der ertragkundlichen Kennzahlen für die Waldwertrechnung

393

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Kooperation mit der Ernst-Moritz-Arndt-Universität Greifswald Am 12. November 2007 wurde im Stadtwald Lübeck eine Kooperation mit der

Ernst-Moritz-Arndt-Universität Greifswald/Lehrstuhl für Landschaftsökonomie (Prof. Dr. U. Hampicke, Dr. A. Schäfer) vereinbart.

Sonstige Beschäftigungen Im Oktober und November 2007 wurden aus Eigenmitteln des Stadtwaldes Lübeck zwei professionelle Baumkletterer aus Schweden als Praktikanten für Messungen an stehenden Bäumen in Referenzflächen beschäftigt (John Green). Ferner betraute das Ökologiezentrum Kiel Frau Jeanine Wagner im Rahmen einer Masterarbeit mit dem Teilprojekt Walderneuerung und Wildverbiss (Teilprojekt 1.2). Die Finanzierung erfolgte aus Eigenanteilen (Einstellung als wissenschaftliche Hilfskraft) des ÖZK.

394

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

6.2 Das Lübecker Konzept

NATURNAHE WALDNUTZUNG



des Stadtwaldes Lübeck IMO - FM - COC - 9887 FSC Trademark  1996 Forest Stewardship Council A.C.

anerkannt ökologischer Landbau

Im Jahr 1986 entschied der Senat von Lübeck, die Wälder der Stadt in Zukunft nach Prinzipien einer "naturnahen" Waldwirtschaft zu behandeln. Nach eingehenden Diskussionen, Inventuren und Planungen wurde 1994 ein Konzept zur NATURNAHEN WALDNUTZUNG formuliert.

1. GRUNDSÄTZE des WALDKONZEPTS − Das Wald-Konzept soll den aktuellen Stand des Wissens von Praxis und Wissenschaft widerspiegeln. Es soll sich deshalb auf anspruchsvolle Inventuren und Planungen stützen und die daraus gewonnenen Informationen mit leistungsfähigen Datenverarbeitungssystemen verfügbar halten. − Wälder sind zu komplex und zu lebenswichtig, als dass sie von den wenigen amtlich Zuständigen allein verstanden und richtig behandelt werden könnten. Deshalb soll das Wald-Konzept kooperativ mit Interessierten, Sachkundigen und Zuständigen entstehen, durchgeführt und kontrolliert werden. − Es wird nie möglich sein, alle Strukturen, Dynamiken und Funktionen der Wälder angemessen zu beschreiben, zu erklären und zu bewerten und die Folgen von nutzenden Eingriffen vollständig zu erkennen. Deshalb soll das Wald-Konzept vorsehen, möglichst wenig einzugreifen (Minimum-Prinzip), sich an den natürlich ablaufenden Prozessen zu orientieren und eine möglichst große Naturnähe zu entwickeln. − Die Nutzung von Wäldern bedeutet Nutzung in der Natur (Ur-Produktion). Deshalb muss das Wald-Konzept vorrangig die ökologischen Bedingungen 395

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

beachten (Prozessschutz). Ökologisch optimales Funktionieren ist die Voraussetzung für ökonomisch positive Ergebnisse und für die Erfüllung sozialer und kultureller Anforderungen an Wälder (nachhaltige Entwicklung).

− Das Wald-Konzept soll in den Wäldern der Hansestadt Lübeck eine umfassende und zuverlässige Daseinsvorsorge für Pflanzen, Tiere und Menschen bewirken. Dieses wird angesichts bedrohlicher Umweltgefahren durch Stoffeinträge, Luftschadstoffe, Verringerung der Ozonschicht und Klimaveränderung um so wichtiger.

2. EINZELKOMPONENTEN des WALDKONZEPTS − Repräsentativ für die hauptsächlich vorkommenden Boden-, Forst- und Waldverhältnisse werden Referenzflächen ausgewiesen. Auf diesen erfolgen mit Ausnahme des Jagens - keine Eingriffe. Die Referenzflächen dienen der Beobachtung und Dokumentation der natürlichen Entwicklung (Prozesse). Diese Flächen sind im einzelnen mindestens 20 Hektar groß und umfassen zusammmengenommen mindestens 10 Prozent der Waldfläche (im Stadtwald Lübeck also mind. 450 Hektar). Auf Referenzflächen wird natürliche Waldentwicklung sichtbar. Daraus abgeleitete Erkenntnisse sollen in die Behandlung der Wirtschaftswälder einfließen. − In den Wirtschaftswäldern sollen Biotopbäume erhalten werden. Starkbäume und Totholz sollen mindestens 10 % der oberirdischen Baummasse erreichen und ebenso wie Horstbäume sowie seltene und besonders schöne Bäume ungenutzt bleiben. Höhlenbäume bleiben solange stehen, wie es ihre Funktion im Walde erfordert. − Baumarten der natürlichen Waldgesellschaft, die sich ohne menschlichen Einfluss in der Region in und um Lübeck herum von Natur aus durchgesetzt hätten, werden mit Pflege und hauptsächlich natürlicher Wiederansamung gefördert. Diese sind u.a. Buchen, Eschen, Ahorne, Hainbuchen, Ulmen, Wildobst, Birken, Eichen, Roterlen und Kiefern. Baumarten, die von Natur aus hier nicht vorkommen, werden gegenüber den heimischen nicht gefördert. Es handelt sich dabei u.a. um Fichten, Lärchen, Douglasien und Roteichen. − Durch die Pflege der Wälder sollen die Lebens- und Reproduktionsfähigkeit der natürlichen Waldgesellschaft und die Holzqualität der Erntebäume gefördert werden. Eingriffe erfolgen nach dem Minimum-Prinzip nur dann, wenn nichtheimische und qualitativ schlechte Bäume qualitativ gute, heimische Bäume bedrängen. − Bei der Ernte werden nur einzelne Bäume oder kleine Baumgruppen entnommen. Es entsteht keine Kahlfläche. Das Kriterium zur Ernte ist die erreichte Produktreife eines Baumes. Diese bemisst sich nach definierten Zieldurchmessern der Stämme in 1,3 m Höhe. Hohe Zieldurchmesser sichern den Bäumen ein hohes Alter und damit auch eine hohe ökologische, ökonomische und ästhetische Wertigkeit. 396

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

− Die Erneuerung der Wälder erfolgt vor allem durch natürliche Verjüngung aus den Samen der vorhandenen Bäume. Künstliche Saat und Pflanzung werden nur ausnahmsweise durchgeführt und dann nur mit standortheimischen Baumarten. − Die Jagd hat die Aufgabe, die Anzahl und Arten jagdbarer Tiere auf die ökologische Tragfähigkeit der Wälder abzustimmen. Unnatürliche ÜberPopulationen, besonders bei Rehwild und Rotwild, behindern in vielen Waldgebieten eine differenzierte Entwicklung und naturnahe Dynamik der Wälder. Deshalb muss hier die Wilddichte mit effektiven Jagdverfahren verringert werden. − Verfahren, Maßnahmen, Geräte, Maschinen und Stoffe zur Pflege und Nutzung der Wälder sollen möglichst waldverträglich sein. Deshalb werden nur speziell entwickelte Waldmaschinen, Pferde als Hilfe bei der Holzernte und naturverträgliche Materialien verwendet.

397

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

3. GRUNDSÄTZLICH VERBOTEN sind − − − − − − − − − −

Kahlschläge Monokulturen Ansiedlung von nicht-heimischen Baumarten Gifte Mineraldünger, Gülle, Klärschlamm Bearbeiten oder Verdichten des Mineralbodens Flächiges Abräumen, Verbrennen von Biomasse Entwässern von Feuchtgebieten Störende Arbeiten während ökologisch sensibler Jahreszeiten Füttern von Wildtieren.

4. FORSTPOLITISCHE BEDEUTUNG Das Konzept verwertet die etwa 100jährigen Erfahrungen naturnaher Waldwirtschaft in Deutschland. Die Kriterien für Gebote und Verbote sind qualitativ und quantitativ überwiegend so formuliert, dass sie eindeutig befolgt und überprüft werden können. Umweltorganisationen wie GREENPEACE, BUND, WWF und ROBIN WOOD haben das Lübecker Konzept 1996 als ökologisch unbedenkliches Waldkonzept anerkannt. Sie empfehlen die Anwendung dieser Prinzipien weltweit, auch für Tropische Regenwälder und für bedrohte Waldgebiete in den nördlichen Kaltklimaten (Boreale Wälder). Wegen der erheblichen Kosteneinsparungen durch biologische Automation, Extensivierung und verringertes Produktionsrisiko ist das Konzept auch aus betriebswirtschaftlicher Sicht attraktiv. Im Januar 1997 erhielt das Stadtforstamt Lübeck als erstes Forstamt in Deutschland das „Naturland“-Zertifikat für „ökologische Waldnutzung“, im Dezember 1998 das Zertifikat des internationalen Forest Stewardship Council (FSC).

5. ZUSAMMENFASSUNG

KOWANU12.DOC; Druck: 17.12.2008

Das Konzept der Naturnahen Waldnutzung im Stadtwald Lübeck zeichnet sich insbesondere aus durch:

− Naturnähe als Hauptkriterium den „Maßstab“ für Naturnähe setzen u.a. die natürlich ablaufenden Prozesse auf 10 % Referenzflächen (Nullflächen) − Gesellschaftliche Akzeptanz GREENPEACE, BUND, WWF, ROBIN WOOD u. a. Verbände empfehlen dieses Konzept als ökologisch verantwortbar und kontrollierbar. Der Stadtwald erhielt 1997 das Zertifikat für ökologische Waldnutzung vom Umweltverband „Naturland“, 1998 vom internationalen FSC. Das Konzept wurde mit dem Preis der Europäischen Papierindustrie für Umweltmanagement ausgezeichnet (Wien 1996) und erhielt die Auszeichnung für besondere Leistungen im 1. Naturschutzwettbewerb des Bundes und der Länder (Bonn 1998). − KOWANU12.DOC; Druck: 17.12.2008ung für besondere Leistungen im 1. Naturschutzwettbewerb des Bundes und der Länder (Bonn 1998). − KOWANU12.DOC; Druck: 17.12.2008ung für besondere Leistungen im 1. Naturschutzwettbewerb des Bundes und der Länder (Bonn 1998). 398

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

− Betriebswirtschaftlicher Vorteil gegenüber bisher üblichen Konzepten Der finanzielle Aufwand wird drastisch reduziert durch das Minimum-Prinzip. Die natürlich ablaufenden Prozesse werden, soweit sie zielführend sind, genutzt (Naturverjüngung, natürliche Selektion). Durch „Naturland“- und FSCZertifizierung erweitert sich der Kundenkreis, z.T. steigt der Holzpreis. − Verpflichtung zu konsequenter Umsetzung Die Kontrollierbarkeit wird durch qualitative und quantitative Standards (z. B. 10% Totholz, nur heimische Baumarten, kein Gift) und durch die Kontrollen der Zertifizierer „Naturland“ und FSC gewährleistet. Stand: Juni 2004

399

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

LEITGEDANKEN zum Konzept „Naturnahe Waldnutzung“ im Stadtforstamt Lübeck

− Die „Natürliche Waldgesellschaft“ ist langfristig die risikoärmste und produktivste Erscheinungsform des Waldes (umfassende Nachhaltigkeit). − Die Leistungs- und Wirtschaftsziele für den Wald müssen „angemessen“ und nicht „maximal“ formuliert sein, damit das Ökosystem nicht überfordert und aus seinem ökologischen Optimum verdrängt wird. − Das Prinzip des „Minimalen Einsatzes“ ist in der Urproduktion Waldwirtschaft ökologisch und wirtschaftlich dem Prinzip des „Maximalen Ergebnisses“ überlegen. − Eingriffe erfolgen mit dem Ziel

• Naturnähe der Wirtschaftswälder verbessern • Qualität der verbleibenden Bäume anheben • Reife Bäume ernten.

400

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Anhang 6.3. Waldwachstum

Abbildung A.1:

Standardisierte

Residuen

des

Bestandeszuwachsmodells

über

dem

geschätzten Volumenzuwachs.

401

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.2:

Residuenplots des Bestandeszuwachsmodells. Standardisierte Residuen über den Regressoren (obere Reihe), Q-Q Plot der Residuen (unten).

Abbildung A.3:

Standardisierte Residuen des Durchmesserzuwachsmodells

über

dem

geschätzten Durchmesserzuwachs.

402

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.4:

Standardisierte

Residuen

der

Durchmesserzuwachsfunktion

über

den

Regressoren des minimalen adäquaten Modells.

Abbildung A.5:

Q-Q Plots der Residuen des Durchmesserzuwachsmodells (links) und EBLUPs der zufälligen Effekte (Waldstandortsebene = Mitte; Probekreisebene = rechts).

403

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.6:

Standardisierte Residuen des Höhenzuwachsmodells über dem geschätzten Höhenzuwachs.

Abbildung A.7:

Standardisierte Residuen der Höhenzuwachsfunktion über den Regressoren des minimalen adäquaten Modells.

404

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.8:

Q-Q Plots der Residuen des Höhenzuwachsmodells (links) und EBLUPs der zufälligen Effekte (Waldstandortsebene = Mitte; Probekreisebene = rechts).

Abbildung A.9:

Standardisierte

Residuen

des

Volumenzuwachsmodells

über

dem

geschätzten Volumenzuwachs.

405

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.10:

Standardisierte

Residuen

der

Volumenzuwachsfunktion

über

den

Regressoren des minimalen adäquaten Modells.

Abbildung A.11:

Q-Q Plots der Residuen des Volumenzuwachsmodells (links) und EBLUPs der zufälligen Effekte (Waldstandortsebene = Mitte; Probekreisebene = rechts).

406

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.12:

Residualabweichung der geschätzten und gemessenen Baumhöhe (Erstinventur 1992).

407

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.13:

Standardisierte

Residuen

der

Höhen-Durchmesserfunktion

über

den

Regressoren des minimalen adäquaten Modells für die Erstinventur 1992.

Abbildung A.14:

Q-Q Plots der Residuen des Höhen-Durchmessermodells der Erstinventur 1992 (links) und EBLUPs der zufälligen Effekte (Waldstandortsebene = Mitte; Probekreisebene = rechts).

Abbildung A.15:

Residualabweichung der geschätzten und gemessenen Baumhöhe (Folgeinventur 2004).

408

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.16:

Standardisierte Residuen der Höhen-Durchmesserfunktion über den Regressoren des minimalen adäquaten Modells für die Folgeinventur 2004.

409

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Abbildung A.17:

Q-Q Plots der Residuen des Höhen-Durchmessermodells der Folgeinventur 2004 (links) und EBLUPs der zufälligen Effekte (Waldstandortsebene = Mitte; Probekreisebene = rechts).

410

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle A.1:

Eingangsparameter des Models zur Schätzung des flächenbezogenen Volumenzuwachses von Buchen-Altholzbeständen. Die Faktorstufe 2 des Bodenwasserhaushalts umfasst 10% stark grund- und stauwasserbeeinflusste Standorte und 90% mäßig grund- und stauwasserbeeinflusste Standorte. Die Faktorstufe 2 der Bodentextur umfasst 94% tonig-lehmige Standorte und 6% sandig-lehmige Standorte.

Parameter

Abbreviation

Response variable 3 1 -1 Periodic annual volume increment 1992-2004 (m ha- year ) Predictor variables 3 -1 Initial stand volume, 1992 (m ha ) 3

-1

Stand volume variation, 1992-2004 (m ha ) 2

-1

Initial stand basal area, 1992 (m ha ) 2

-1

Stand basal area variation, 1992-2004 (m ha ) Stand type

Soil water regime

Soil texture

Nplots

Description

Type

PAIV

Referring to all trees within an inventory plot

continuous

V

Referring to all trees within an inventory plot

continuous

∆V

Referring to all trees within an inventory plot

continuous

BA

Referring to all trees within an inventory plot

continuous

∆BA

Referring to all trees within an inventory plot

continuous

ST 1 2

40 44

Mixed stands: Interspecific competition Pure stands: Intraspecific competition

W 1 2

37 47

No ground- or stagnic water influence Ground- or stagnic water influence

SO 1 2

nominal

nominal

nominal 53 31

Carbonatic clay (marl) Clay loam to sandy loam

411

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle A.2:

Eingangsparameter der Modelle zur Schätzung des Zuwachses der Rot-Buche. Die Faktorstufe 2 des Bodenwasserhaushalts umfasst 23% stark grund- und stauwasserwasserbeeinflusste Standorte und 77% mäßig grund- und stauwasserbeeinflusste Standorte. Die Faktorstufe 2 der Bodentextur umfasst 77% tonig-lehmige Standorte und 23% sandig-lehmige Standorte.

Parameter

Abbreviation

Nplots

Description

Type

Referring to beech trees within an inventory plot

continuous

PAIH

Referring to beech trees within an inventory plot

continuous

PAIV

Referring to beech trees within an inventory plot

continuous

dbh TH

Referring to beech trees within an inventory plot Referring to beech trees within an inventory plot

continuous continuous

BA

Referring to all trees within an inventory plot

continuous

∆BA

Referring to all trees within an inventory plot

continuous

Response variables -1

Periodic annual diameter increment 1992-2004 (cm year ) -1

Periodic annual height increment 1992-2004 (m year ) 3

-1

Periodic annual volume increment 1992-2004 (m year ) Predictor variables Initial diameter at breast height, 1992 (cm) Initial tree height, 1992 (m) 2

-1

Initial stand basal area, 1992 (m ha ) 2

-1

Stand basal area variation, 1992-2004 (m ha ) Stand type

Soil water regime

Soil texture

PAID

ST 1 2

748 703

Mixed stands: Interspecific competition Pure stands: Intraspecific competition

nominal

W 1 2

810 641

No ground- or stagnic water influence Ground- or stagnic water influence

SO 1 2

785 666

Carbonatic clay (marl) Clay loam to sandy loam

nominal

nominal

412

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle A.3:

Ziel- und Prädiktorvariablen zur Modellierung der Höhen-Durchmesser-Beziehung der Rot-Buche.

Parameter

Abbreviation

Description

Type

TH

Referring to beech trees within an inventory plot

continuous

dbh

Referring to beech trees within an inventory plot

continuous

Stand basal area (m ha )

BA

Referring to all trees within an inventory plot

continuous

Stand type

ST 1 2

Response variable Tree height (m) Predictor variables Diameter at breast height (cm) 2

-1

Nplots,1992

Nplots,2004

nominal 748 703

1125 1012

Mixed stands: Interspecific competition Pure stands: Intraspecific competition

413

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Tabelle A.4:

Veränderung wachstumskundlicher Kennzahlen der Untersuchungsbestände (Mittelwert ± Stand. Abweichung) differenziert nach Waldentwicklungstypen. Alle Bäume mit BHD > 7cm innerhalb eines Probekreises wurden berücksichtigt. M = bewirtschaftete Bestände; U12 = unbewirtschaftete Bestände > 12 Jahre; U50 = unbewirtschaftete Bestände > 50 Jahre. Pre-mature stage = Reifephase, Selection stage = Auslesephase

Inventory 1992

Pre-mature stage No. of study plots Diameter (cm) Diameter -main stand- (cm) Height (m) Height -main stand- (m) -1

No. of stems (ha )

Inventory 2004

M

U12

U50

M

U12

U50

66 38.6 ± 15.6 46.3 ± 10.2 27.1 ± 7.3 30.8 ± 3.9

13 40.9 ± 16.2 49.5 ± 11.6 28.6 ± 6.9 32.5 ± 3.7

5 31.3 ± 13.4 35.8 ± 10.8 25.5 ± 8.0 28.5 ± 5.9

66 41.2 ± 16.8 50.0 ± 11.6 27.1 ± 7.8 31.1 ± 4.7

31 42.9 ± 16.9 50.9 ± 11.3 29.3 ± 7.6 33.3 ± 4.1

20 38.1 ± 13.7 42.0 ± 11.1 33.6 ± 9.3 36.6 ± 7.0

372

396

779

311

355

494

467.5 ± 140.7

447.8 ± 146.7

559.7 ± 179.3

485.1 ± 154.5

608.8 ± 174.3

784.6 ± 315.9

Stand basal area (m ha )

32.5 ± 9.2

29.7 ± 8.5

41.8 ± 5.7

32.5 ± 10.1

38.4 ± 10.8

44.7 ± 12.0

Selection stage No. of study plots Diameter (cm) Diameter -main stand- (cm) Height (m) Height -main stand- (m) -1 No. of stems (ha )

31 27.8 ± 12.4 31.9 ± 9.7 22.8 ± 6.0 25.0 ± 4.5 640

5 28.2 ± 10.9 33.6 ± 7.6 24.1 ± 4.6 26.3 ± 2.6 540

2 26.0 ± 8.9 29.4 ± 6.1 22.9 ± 4.4 24.7 ± 2.3 558

31 31.2 ± 13.8 37.5 ± 9.7 23.7 ± 6.8 27.0 ± 4.1 588

8 34.3 ± 11.3 39.2 ± 7.9 25.4 ± 5.2 27.6 ± 2.5 466

9 31.2 ± 10.2 34.6 ± 7.2 27.7 ± 8.1 29.5 ± 8.2 750

304.9 ± 134.0

293.2 ± 64.3

402.6

378.2 ±142.0

434.5 ± 126.6

600.8 ± 171.2

26.8 ± 9.9

24.7 ± 3.6

27.3

30.3 ± 8.4

31.4 ± 7.1

43.8 ± 7.1

3

-1

Living stand volume (m ha ) 2

-1

3

-1

Living stand volume (m ha ) 2

-1

Stand basal area (m ha )

414

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Anhang 6.4 Walderneuerung und Verbiss: Statistik zu den Unterschieden in der Verbissbelastung von verpachteten Jagden und Regiejagden Der Einfluss der „Bejagungsorganisation“ auf die Verbissintensität in den Wirtschaftswäldern wurde mit einer Devianzanalyse getestet. Dazu wurde eine quasi-binominale Verteilung und eine logistische Linkfunktion verwendet (Zuur et al. 2007). Die Berechnungen wurden mit der in der software R, Version 2.6.2, (R Development Core Team 2008) implementierten glmFunktion durchgeführt. Unterschiedliche Organisationsformen (Pacht- versus Regiejagd) spiegeln sich in der Verbissbelastung wider (Tabelle 3): Regiejagd führt in den bewirtschafteten Wäldern des Stadtwaldes Lübeck im Kreis Herzogtum Lauenburg zu einer im Durchschnitt etwa um die Hälfte verminderten Verbissbelastung (alle F-Tests mit P<0,001) im Vergleich zu den Verhältnissen in verpachteten Jagden. Bei Buche, der häufigsten und am regelmäßigsten verbreiteten Baumart in der Verjüngung wird das Ergebnis im Detail bestätigt, in den niedrigen Höhenklassen auch bei der zweithäufigsten Art, dem Bergahorn. Bei Esche ist eine Signifikanz - knapp - nicht mehr gegeben. Weitere Arten sind - mit Ausnahme der großräumig durch die Aktivität der Eichelhäher gut verteilten Eichen in der niedrigsten Höhenklasse - nicht häufig genug, um mit dem hier verwendeten statistischen Modell zu signifikanten Aussagen zu gelangen. Tabelle 3

Unterschiede in der Verbissintensität zwischen Regiejagd und Pachtjagd in den

Wirtschaftswäldern. Devianzanalysen Signifikanz Codes: * <0.05; ** <0.01; *** <0.001.

Höhenklasse 1 Alle Arten F - Wert Pr (>|F|) Buche F - Wert Pr (>|F|) Bergahorn F - Wert Pr (>|F|) Esche F - Wert Pr (>|F|) Hainbuche F - Wert Pr (>|F|) Eiche F - Wert Pr (>|F|)

2

3

4

5

26.28 0.0000***

29.36 0.0000***

24.06 0.0000***

17.71 0.0002***

19.09 0.0000***

2.57 0.1147 n.s.

7.45 0.0086**

16.17 0.0002***

6.63 0.0149*

4.58 0.0462*

46.38 0.0000***

20.91 0.0001***

2.88 0.1017 n.s.

2.79 0.1051 n.s.

4.11 0.0562 n.s.

0.11 0.7463 n.s.

0.00 0.9882 n.s.

1.03 0.3275 n.s.

5.98 0.0145*

415

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Für alle Berechnungen wurde die Software R (www.T-project.org), Version 2.6.2 verwendet (R Development Core Team, 2008). Zur Vorbereitung der Ergebnisse wurde aufgrund des leicht unbalancierten Designs der Anteil erklärter Devianz der beiden Haupteffekte ermittelt. Die Reihenfolge der Faktoranpassung war ohne Einfluss auf die Signifikanz der Haupteffekte. Die Verbissintensität wird durch den Synergieeffekt zwischen Höhenklasse und Nutzungsart bestimmt (F=2,9, d.f=12, P < 0,001):

E(VIi) = Pini = µi =

exp(α +HKLi +NAi+HKLi*NAi) 1+ exp(α +HKLi+NAi+HKLi*NAi)

mit VIi ~ Binominal (Pini) und Var (VIi) = Φ niPi (1 – Pi) µi = E(VIi)

: Erwartungswert der Verbissintensität im Transekt i

ni

: Anzahl der Beobachtungen im Transekt i

Pi

: Anteil verbissener Individuen im Transekt i

HKLi

: Betrachtete Höhenklasse im Transekt i

NAi

: Jagdliche Nutzungsart im Forstort mit dem Transekt i

Φ

: Überdispersions-Parameter.

Unterschiedliche Organisationsformen (Pacht- versus Regiejagd) spiegeln sich in der Verbissbelastung wider (Tabelle 3): Regiejagd führt in den bewirtschafteten Wäldern des Stadtwaldes Lübeck im Kreis Herzogtum Lauenburg zu einer im Durchschnitt etwa um die Hälfte verminderten Verbissbelastung (alle t-Tests mit P<0,001) im Vergleich zu den Verhältnissen in verpachteten Jagden. Bei Buche, der häufigsten und am regelmäßigsten verbreiteten Baumart in der Verjüngung wird das Ergebnis im Detail bestätigt, in den niedrigen Höhenklassen auch bei der zweithäufigsten Art, dem Bergahorn. Bei Esche ist eine Signifikanz - knapp - nicht mehr gegeben. Weitere Arten sind - mit Ausnahme der großräumig durch die Aktivität der Eichelhäher gut verteilten Eichen in der niedrigsten Höhenklasse - nicht häufig genug, um mit dem hier verwendeten statistischen Modell zu signifikanten Aussagen zu gelangen.

416

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Höhenklasse 1 Alle Arten F - Wert Pr (>/F/) Buche F - Wert Pr (>/F/) Bergahorn F - Wert Pr (>/F/) Esche F - Wert Pr (>/F/) Hainbuche F - Wert Pr (>/F/) Eiche F - Wert Pr (>/F/)

2

3

4

5

26.28 0.0000***

29.36 0.0000***

24.06 0.0000***

17.71 0.0002***

19.09 0.0000***

2.57 0.1147 n.s.

7.45 0.0086**

16.17 0.0002***

6.63 0.0149*

4.58 0.0462*

46.38 0.0000***

20.91 0.0001***

2.88 0.1017 n.s.

2.79 0.1051 n.s.

4.11 0.0562 n.s.

0.11 0.7463 n.s.

0.00 0.9882 n.s.

1.03 0.3275 n.s.

5.98 0.0145*

417

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

6.5 Häufigkeit und Anzahl verbissener Individuen der in den einzelnen Forstorten erfassten Jungbäumchen, differenziert nach Art und Höhenklasse. - Jeweils „erste Zahl = Gesamtindividuenzahl“, „zweite Zahl = davon verbissen“.

WW – Regiejagd 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Aesculus hippocastanus (Rosskastanie) Carpinus betulus (Hainbuche) Corylus avellana (Hasel) Fagus sylvatica (Buche) Frangula alnus (Faulbaum) Fraxinus excelsior (Esche) Picea abies (Fichte) Prunus avium (Kirsche) Pseudotsuga menziesi (Douglasie) Quercus robur ((Stiel)eiche) Quercus rubra (Roteiche) Sorbus aucuparia (Eberesche/Vogelbeere) Summe Individuenzahl

Albsfelder Tannen und Ritzerauer Hauptrevier Höhenklasse Gesamt 1 2 3 4 5 gesamt 384 110 52 7 553 verbissen 65 66 41 5 177 gesamt 1 1 verbissen 0 0 gesamt 15 4 10 9 38 verbissen 6 3 10 8 27 gesamt 3 1 4 verbissen 0 1 1 gesamt 642 348 277 135 45 1447 verbissen 68 111 97 67 15 358 gesamt 1 3 4 verbissen 0 0 0 gesamt 241 100 101 13 455 verbissen 13 74 89 13 199 gesamt 7 11 12 30 6 39 verbissen 1 0 1 0 2 gesamt 8 1 9 verbissen 4 0 4 gesamt 1 1 verbissen 0 0 gesamt 9 7 16 verbissen 0 6 6 gesamt 26 4 30 verbissen 6 1 7 gesamt 1 1 4 1 7 verbissen 0 1 3 0 4 gesamt 1337 587 457 169 54 2604 verbissen 163 263 251 93 15 785

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WW – Pachtjagd 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Alnus glutinosa (Erle) Carpinus betulus (Hainbuche) Corylus avellana (Hasel) Crataegus spec. (Rotdorn) Euonymus europaea (Pfaffenhütchen) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Ilex aquifolium (Stechpalme) Larix spec. (Lärche) Picea abies (Fichte) Prunus avium (Kirsche) Prunus padus (Traubenkirsche) Prunus serotina (spätblühende Traubenkirsche) Quercus robur ((Stiel)eiche) Rosa spec. ((Hunds)rose) Sambucus nigra (Holunder) Sorbus aucuparia (Eberesche/Vogelbeere) Summe Individuenzahl

Behlendorf, Berkenstrücken, Hägesahl/ Ohlenwegen, Riepenholz, Trammer Stubben Höhenklasse 1 2 3 4 5 gesamt 842 1465 855 255 86 verbissen 528 1316 840 253 78 gesamt 2 verbissen 0 gesamt 323 249 111 44 4 verbissen 97 189 99 34 2 gesamt 1 verbissen 0 gesamt 1 4 3 3 1 verbissen 1 4 3 3 1 gesamt 60 33 16 5 verbissen 40 30 16 5 gesamt 1407 910 766 399 60 verbissen 262 462 516 302 41 gesamt 645 510 463 77 5 verbissen 97 459 458 75 5 gesamt 1 2 1 verbissen 1 0 0 gesamt 1 verbissen 0 gesamt 17 5 4 verbissen 2 1 0 gesamt 7 verbissen 1 gesamt 1 verbissen 1 gesamt 4 verbissen 0 gesamt 130 19 1 verbissen 38 12 1 gesamt 3 verbissen 3 gesamt 6 8 1 3 1 verbissen 5 5 1 3 0 gesamt 11 3 verbissen 10 3 gesamt 3450 3208 2224 794 158 verbissen 1081 2482 1938 675 127

Gesamt 3503 3015 2 0 731 421 1 0 12 12 114 91 3542 1583 1700 1094 4 1 1 0 26 3 7 1 1 1 4 0 150 51 3 3 19 14 14 13 9834 6303

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Albsfelder Tannen 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Aesculus hippocastanum (Rosskastanie) Carpinus betulus (Hainbuche) Corylus avellana (Hasel) Fagus sylvatica (Buche) Frangula alnus (Faulbaum) Picea abies (Fichte) Prunus avium (Kirsche) Pseudotsuga menziesi (Douglasie) Quercus rubra (Roteiche) Sorbus aucuparia (Eberesche/Vogelbeere) Summe Individuenzahl

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

1 17 7 1 0 1 0 3 0 286 38 7 1 6 4

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

1 0 1 1 252 69

203 80

11 0

12 1

Gesamt 5

126 64 1 0 3 0

41 15 3 0 6 0

130 64

50 15

1 0 26 6 347 56

4 1 1 1 273 75

1 367 58 14 6 356 30 241 13 2 0 9 0 1 0 990 107

Höhenklasse 2 3 4 107 52 7 63 41 5 3 10 9 3 10 8 96 74 9 42 17 3 100 101 13 74 99 13 1 0 7 6 1 0 314 237 39 188 167 29

Ritzerauer Hauptrevier 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Carpinus betulus (Hainbuche) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Prunus avium (Kirsche) Quercus robur ((Stiel)eiche) Sorbus aucuparia (Eberesche/Vogelbeere) Summe Individuenzahl

Höhenklasse 2 3 4 3 3

4 3 220 84

20 10 1 0 2 0 4 1 908 266 4 0 39 2 6 4 1 0 30 7 5 4 1020 294

Gesamt 5

4 0

4 0

533 167 36 27 539 92 455 199 3 0 16 6 2 0 1584 491

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Behlendorfer Forst 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Carpinus betulus (Hainbuche) Crataegus spec. (Rotdorn) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Prunus avium (Kirsche) Quercus robur ((Stiel)eiche) Sambucus nigra (Holunder) Summe Individuenzahl

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

1 24 1 181 43 328 64 176 35 2 1 107 28 2 1 820 179

Berkenstrücken 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Carpinus betulus (Hainbuche) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Larix spec. (Lärche) Picea abies (Fichte) Prunus avium (Kirsche) Quercus robur ((Stiel)eiche) Sambucus nigra (Holunder) Sorbus aucuparia (Eberesche/Vogelbeere) Summe Individuenzahl

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

1 29 9 76 7 110 49 3 1 1 0 16 2 2 0 12 6 4 4 8 8 261 86

Höhenklasse 2 3 4 42 36 6 34 30 6 71 72 40 61 68 30 1 1 102 93 47 66 61 25 63 56 53 53 15 8 3 1 296 223

1 1 4 2 5 2

1 1 258 213

3 3 97 65

Höhenklasse 2 3 4 1 2 1 2 63 22 17 16 185 227 81 87 138 62

4 3 3 3 256 111

Gesamt 5

1 0 11 5

Gesamt 5

26 14

1 1 250 155

83 64

109 78 368 204 1 1 575 218 295 141 2 1 123 37 9 5 1482 685

26 14

32 12 161 40 629 350 3 1 1 0 16 2 2 0 12 6 9 8 11 11 876 430

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Hägesahl/Ohlenwegen 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Carpinus betulus (Hainbuche) Euonymus europaea (Pfaffenhütchen) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Prunus avium (Kirsche) Prunus padus (Traubenkirsche) Prunus serotina (spätblühende Traubenkirsche) Quercus robur ((Stiel)eiche) Summe Individuenzahl

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

Höhenklasse 2 3 4 705 328 71 632 325 71 10 8 33 6 1 30 6 1 23 2 2 18 2 2 55 129 25 43 127 25

Gesamt 5 79 71

4 0

1582 1373 30 23 82 72 47 36 235 200 1 0 1 1 4 0

103 99

13 8 1995 1713

2 2

1 1

gesamt verbissen gesamt verbissen

9 4 515 345

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

Höhenklasse 1 2 3 4 372 709 489 176 231 641 483 174 20 25 9 1 11 25 9 1 18 10 4 5 10 4 158 396 223 70 66 154 111 28 320 372 267 52 46 345 267 50 1 5 4 0 1 0 1 0 3 2 893 1507 1002 303 361 1166 880 257

Riepenholz 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Carpinus betulus (Hainbuche) Euonymus europaea (Pfaffenhütchen) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Picea abies (Fichte) Quercus robur ((Stiel)eiche) Sorbus aucuparia (Eberesche/Vogelbeere) Summe Individuenzahl

1 399 274 20 15 42 35 20 14 24 3 1 0

4 4 831 736

465 460

81 73

Gesamt 5 5 5

5 2 3 3

13 10

1751 1534 55 46 32 19 852 361 1014 711 10 1 1 0 3 2 3718 2674

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Trammer Stubben 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Alnus glutinosa (Erle) Carpinus betulus (Hainbuche) Corylus avellana (Hasel) Crataegus spec. (Rotdorn) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Ilex aquifolium (Stechpalme) Prunus avium (Kirsche) Quercus robur ((Stiel)eiche) Rosa spec. ((Hunds)rose) Sambucus nigra (Holunder) Summe Individuenzahl

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

1 18 7 26 21 1 1 791 69 122 12

Höhenklasse 2 3 4 8 2 8 2 80 78 1 0 4 4 204 137 20 18

8 6 3 3 221 204 11 11 1 1

Gesamt 5 1 1 2 0 3 3

2 2 199 185

1 1 24 23

2 0

1 0

208 190

27 25

2 0 1 0 3 3 1 1 961 110

318 246

249 230

29 18 2 0 117 108 1 0 11 11 1439 618 153 41 4 1 2 0 1 0 3 3 1 1 1763 801

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NSG Hevenbruch 2007/2008 Gehölzart Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Carpinus betulus (Hainbuche) Corylus avellana (Hasel) Crataegus spec. (Rotdorn) Euonymus europaea (Pfaffenhütchen) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Prunus avium (Kirsche) Prunus padus (Traubenkirsche) Quercus robur ((Stiel)eiche) Ribes nigrum (Schw.Johannisbeere) Sambucus nigra (Holunder) Sorbus aucuparia (Eberesche/Vogelbeere) Summe Individuenzahl

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

1 148 47 14 10 3 2 6 2 53 30 81 13 1245 157 4 0 98 6 1 0

1653 267

Höhenklasse 2 3 4 244 237 111 203 224 104 13 7 2 5 7 2 4 9 6 0 5 0 1 1 46 2 41 2 117 86 104 68 27 1 410 179 18 363 175 18 3 2 8 0 28 15 2 5 0 0 1 2 1 1 2 1 2 2 2 2 2 2 871 537 244 701 444 128

Gesamt 5 45 33 2 0

64 19 1 1 1 0

1 1 2 1 116 55

785 611 38 24 22 7 7 3 101 73 452 128 1853 714 8 2 8 0 126 21 8 0 5 5 8 7 3421 1595

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Schattiner Zuschlag 2007/2008 Gehölzart Acer campestre (Feldahorn) Acer platanoides (Spitzahorn) Acer pseudoplatanus (Bergahorn) Carpinus betulus (Hainbuche) Corylus avellana (Hasel) Crataegus spec. (Rotdorn) Euonymus europaea (Pfaffenhütchen) Fagus sylvatica (Buche) Fraxinus excelsior (Esche) Populus tremula (Zitterpappel) Prunus avium (Kirsche) Prunus padus (Traubenkirsche) Prunus spinosa (Schlehe) Quercus robur ((Stiel)eiche) Rosa spec. ((Hunds)rose Sorbus aucuparia (Eberesche/Vogelbeere) Ulmus glabra (Bergulme) Summe Individuenzahl

gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen gesamt verbissen

1 33 10 109 38 349 176 272 107 27 1 3 1 304 34 627 38 1 1 30 4 1 0

Höhenklasse 2 3 4 1 3 1 3 4 4 146 28 2 136 26 0 245 262 50 173 190 34 12 4 12 0 7 2 3 2 1 1 79 133 51 30 69 17 13 13 5 1 5 1 4 1

Gesamt 5

2 1 1 1

1 1 136 27 1 0 27 7 1920 444

9 7 1 1 4 4 31 31 562 422

6 6 438 296

105 53

3 2

37 14 113 42 525 338 829 504 16 12 38 7 4 2 568 151 640 51 7 7 34 5 1 0 1 1 145 34 1 1 5 4 64 44 3028 1217

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6.6 Fotos zum Teilprojekt 4.2 Waldverjüngung und Verbiss

Großflächiger intensiver Verbiss an Buche ist - wie hier im Trammer Stubben - auf Rotwild zurückzuführen.Im Hintergrund rechts entwachsen „gerade“ einzelne Triebe dem Verbissdruck. Im Hintergrund wuchs eine Naturverjüngung hinter Zaun auf. Das neue Holz-Gatter wurde etwas „nach außen“ versetzt und schützt nun auch einen Teil der zurückgebissenen Buchen, die in den letzten zwei Jahren kräftig zuwachsen konnten. Jeanine Wagner als Maßstab (ca. 165 cm). –Fotos: H. Ellenberg.

Nicht ganz frischer Verbiss durch Schalenwild an einem Holunderzzweig. Typisch ist der „raue Abriss“. Wiederkäuern fehlen die oberen Schneidezähne. Sie nehmen deshalb die Zweigspitze schräge zwischen die vorderen Backenzähne (Prämolaren) und „rupfen“ mit einer leichten Kopfbewegung zur Seite.

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Durch einen Hasen mehrfach verbissene junge Buche, knapp über 20 cm hoch. Hasen schneiden mit ihren Incisiven die Zweige schräge und glatt ab.

Mehrfach verbissene, niedrige junge Buchen treiben zwischen Buschwindröschen/Anemonen frisch aus. Sie stehen im Schattiner Zuschlag unter starkem Verbissdruck, schon in der bodennahen Höhenklasse 1 (weniger als 20 cm hoch) - 30.04.2008.

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Starker Rehwildverbiss an Hainbuche (im Vordergrund) und Ausbildung einer „Fraßlinie“ (Hintergrund, „nach oben“) in etwa 120 cm Höhe. - Schattiner Zuschlag, 30.04.2008. Als Maßstab: Knut Sturm, 183 cm.

Angehendes Buchen-Altholz mit beigemischten Eichen. Schattiner Zuschlag, 30.04.2008 (mit Knut Sturm).

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In seinem nördlichen Bereich wird der Schattiner Zuschlag entwässert von einem tief eingeschnittenen,ganzjährig fließendem Bächlein.

Hevenbruch (Abteilung 25) am 30.04.2008. Ein Wintersturm hat die Buchenkrone heruntergebrochen. Die Schwachstelle war eine alte Schwarzspechthöhle.

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Boden-feuchte Stelle mit reichlicher und artenreicher Verjüngung im Hevenbruch (Abteilung 27) unter starkem Verbissdruck (wohl hauptsächlich durch Rehe). Mai 2007, Dr. W.-U. Kriebitzsch bei der Vegetationsaufnahme. In diesem Bestand wurde eine neue Zaunfläche (12 x 12 m) gesetzt und eine ungezäunte Vergleichsfläche markiert.

Hevenbruch (Abteilung 25): Auswahl einer neuen Zaunfläche mit Vergleichsfläche. Provisorisch markiert mit einem grünen „Z“ (im Hintergrund links) und krass grün besprühten Stäben (Vordergrund rechts von der Mitte). Andreas Fichtner, ca. 185 cm. Frischer Standort mit beigemischter Esche im Buchenwald. Da Esche besonders spät austreibt, ist im Frühjahr in Bodennähe lange ausreichend Licht für die Verjüngung vorhanden. Starker Verbissdruck.

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Auswahl eines Zaun-/Nicht-Zaun Flächenpaares mit Dr. W.-U. Kriebitzsch im Frühjahr 2007. Der Standort ist relativ grundwasserfern. Wirtschaftswald. (Ritzerauer Hauptrevier, Abteilung 36). Durch Ernte einiger Stämme „rechts“ des Bildausschnittes kommt Licht auf den Boden, das eine Verjüngung stimulieren könnte.

Verjüngung aus Eberesche (grüne Blättchen), Bergahorn, Hainbuche und Buche, bis zu etwa Mann’s-hoch hinter einem Zaun, der im April 2008 seit 5 Jahren steht. Schattiner Zuschlag. Außerhalb wird die Verjüngung wegen Verbiss kaum höher als 20 cm.

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Fünf Jahre alter Kontrollzaun im Schattiner Zuschlag mit Verjüngung vor allem von Buche bis etwa 160 cm Höhe. Wüchsiger, nicht grundwasserferner Standort unter dicht schließendem Kronendach. Am Eckpfosten des Zaunes lehnen die bei der Verbissaufnahme auf den „Streifen“ verwendeten Stäbe: Zwei 1-m-Stäbe zur Abgrenzung von Teilflächen auf dem „Streifen“ (Transekt) zur leichteren Konzentration bei der Aufnahme. Links daneben der 160-cm-Stab mit weißen (Rinde entfernt) Markierungen in 20, 40, 80 cm Höhe.

Dr. W.-U. Kriebitzsch berührt ein 16 Jahre altes Kirschenstämmchen, das im „Innenwinkel“ eines 1991 gesetzten Kontrollzauns aufwuchs. Der inzwischen verrottende Zaunpfahl, von dem aus damals vermutlich eine Amsel den Kirschkern fallen ließ, liegt am Boden vor dem Stammfuß der Kirsche (in Richtung etwa „10.30 Uhr“). Der Zaun wurde schon vor einigen Jahren entfernt. Er schützte auch zwei Ebereschen und einige Bergahorne.

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Auf den folgenden Bildern einige Beispiele für die Orte von Aufnahme-„Streifen“ für die Verbissanalyse. Den Blick in die Horizontale ergänzt ein Bild ins Kronendach. Die Aufnahmen entstanden Anfang bis Mitte April 2008.

Hevenbruch. Buchenaltholz mit beigemischten Eichen. Lockere, etwa mannshohe Buchenverjüngung, Eiche in einzelnen Exemplaren bis Höhenklasse 2.

Hevenbruch. Relativ dicht schließendes Kronendach aus Buche mit einzelnen Eichen.

Hevenbruch. Fast reines Buchenaltholz. Lockere, bis mehr als mannshohe nahezu reine Buchenverjüngung auf grundwasserfernem Standort.

Hevenbruch. Dicht schließendes Kronendach aus reiner Buche.

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Hevenbruch. Beim Rehwild beliebte, grundwassernahe nährstoffreiche Äsungsfläche unter Eschen, Erlen und einzelnen Buchen und Eichen. Im Vordergrund die praktisch verschmähte Schwarze Johannisbeere. Die spät austreibenden Eschen gewähren ausreichend Licht für die bodennahe Schicht bis spät ins Frühjahr.

Schattiner Zuschlag. Nie durchforstete,etwa hundertjährige Eichenkultur (die damals selbstverständlich hinter Zaun aufwuchs). In der Eichen Krautschicht fast ausschließlich Buschwindröschen/Anemone. Eine Strauchschicht fehlt weitgehend. Einzelne Rotdorne (Crataegus) konnten sich durchsetzen. Im Vordergrund steht mein 160 cm langer, mit weißen Höhenmarkierungen versehener Haselstecken.

Hevenbruch. Relativ lückiges Kronendach aus Esche und Erle. Beim Zusammenschlagen der Kronen bei Sturm brechen periphere Zweige. So entstehen „permanente“ Lücken im Kronendach, die allerdings im Laufe des Sommers und „ohne Sturm“ wieder recht dicht schließen können.

Schattiner Zuschlag. Dicht schließendes Kronendach in der aus forstlicher Sicht unwöhnlichen Eichenfläche. An einzelnen gelang es dem Verbiss-beliebten Efeu, in die Höhe zu wachsen.

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Schattiner Zuschlag. Eichen-reiches Buchenaltholz mit Hainbuchen-Beimischung. Krautschicht: viel Anemone nemorosa, Strauchschicht fehlt fast vollständig. Starker Verbissdruck. Etwa 70m³/ha stehendes und iegendes Totholz.

Schattiner Zuschlag. Buchenaltholz mit viel Hainbuche und einigen Eichen. Am Boden flächendeckend Anemone. Eine Strauchschicht fehlt durch Verbissdruck praktisch vollständig, obwohl sie – wenn auch bei dem Lichtmangel mit etwas Mühe – aufwachsen könnte (vergl. die Abb. der Kontrollzäune).

Schattiner Zuschlag. Kronendach mit ausgeprägten „Bruch-Rändern“, die im Altholz durch das Aneinanderschlagen der Krone bei Winter -Stürmen entstehen. Dabei werden Zweiglein mit am Sonnenlicht gewachsenen dicken Knospen heruntergebrochen, die namentlich beim Rehwild als Winteräsung beliebt sind. Sie fallen im äsungsarmen Altholz quasi wie Manna vom Himmel.

Schattiner Zuschlag. Im Kronendach werden die - deutlich älteren – Eichen und die niedrigeren Hainbuchen von den schneller und höher wachsenden Buchen überwachsen. Die „BruchRänder“ an den Peripherien der Kronen sind deshalb weniger ausgeprägt als im vorher gezeigten Beispiel

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Anhang Gefäßpflanzen, Moose und Flechten Anhang 6.7: Liste der auf Gefäßpflanzen, Moose und Flechten untersuchte Kontrollstichproben der Waldbewirtschaftungstypen MFN (mit forstlicher Nutzung nach dem Lübecker Modell), OFN-12 (ohne forstliche Nutzung seit 12 Jahren) und OFN-50 (ohne forstliche Nutzung seit 50 Jahren) MFN: 3, 59, 74, 106, 110, 124, 126, 131, 132, 141, 145, 161, 170, 172, 173, 262, 273, 281, 291, 300, 303, 343, 432, 434, 532, 568, 570, 581, 601, 615, 653, 658, 697, 703, 1821, 1830, 1831, 1836, 1837, 1839, 1843 OFN-12: 10184, 10185, 10188, 10192, 10222, 10223, 10226, 10228, 10230, 10232, 10233, 10234, 10240, 10262, 10266, 10286, 10287, 10288, 10290, 10292, 10294, 10297, 10298, 10299, 10301, 10304, 10305, 10310 OFN-50: 2101, 2102, 2106, 2120, 2131, 2132, 2136, 2137, 2143, 2144, 2161, 2168, 2172, 2183, 2193, 2196, 2197

436

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern Anhang 6.8 Liste der auf den Untersuchungsflächen auftretenden Gefäßpflanzen und ihre Gefährdung in SchleswigHolstein (nach Mierwald & Romahn 2006; * ungefährdet, V Vorwarnliste, 3 gefährdet, R extrem selten, D Daten mangelhaft,

k.A. keine Angaben). Artname

Rote-Liste-Status

Acer platanoides L. Acer pseudoplatanus L. Adoxa moschatellina L. Aegopodium podagraria L. Aesculus hippocastanum L. Agrostis capillaris L. Agrostis stolonifera L. Alliaria petiolata (M. Bieb.) Cavara & Grande Alnus glutinosa (L.) P. Gaertn. Anemone nemorosa L. Anemone ranunculoides L. Anthriscus sylvestris (L.) Hoffm. Arctium lappa L. Arum maculatum L. s. str. Athyrium filix-femina (L.) Roth Betula pendula Roth Betula pubescens Ehrh. s. str. Brachypodium sylvaticum (Huds.) P. Beauv. Calamagrostis canescens (Weber) Roth Calamagrostis epigejos (L.) Roth Callitriche platycarpa Kütz. Cardamine flexuosa With. Carex acutiformis Ehrh. Carex canescens L. Carex elongata L. Carex pilulifera L. Carex remota L. Carex strigosa Huds. Carex sylvatica Huds. Carex vesicaria L. Carpinus betulus L. Cerasus avium (L.) Moench Chaerophyllum temulum L. Chrysosplenium alternifolium L. Circaea lutetiana L. Cirsium oleraceum (L.) Scop. Cirsium palustre (L.) Scop. Corydalis cava (L.) Schweigg. & Körte Corylus avellana L. Crataegus laevigata (Poir.) DC. s. str. Crataegus monogyna Jacq. s. str. Crepis paludosa (L.) Moench Dactylis glomerata L. s. str. Deschampsia cespitosa (L.) P. Beauv. s. str. Deschampsia flexuosa (L.) Trin. Dryopteris carthusiana (Vill.) H. P. Fuchs Dryopteris dilatata (Hoffm.) A. Gray Dryopteris filix-mas (L.) Schott Epilobium lamyi F. W. Schultz Epilobium montanum L. Epilobium tetragonum (=adnatum) s.l. Griseb. Epipactis helleborine (L.) Crantz s. str. Equisetum pratense Ehrh.

* * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * V * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * * 3

Equisetum sylvaticum L. Euonymus europaea L. Fagus sylvatica L. Festuca altissima All. Festuca gigantea (L.) Vill. Festuca rubra agg. Filipendula ulmaria (L.) Maxim. Fraxinus excelsior L. Gagea spathacea (Hayne) Salisb. Galeopsis bifida Boenn. Galeopsis speciosa Mill. Galium aparine L. Galium odoratum (L.) Scop. Geranium robertianum L. s. str.

* * * * * * * * * * * * * *

Artname

Rote-Liste-Status

Geum rivale L. * Geum urbanum L. * Glechoma hederacea L. * Glyceria fluitans (L.) R. Br. * Hedera helix L. * Heracleum sphondylium L. * Hieracium murorum L. * Holcus lanatus L. * Holcus mollis L. * Hordeum vulgare L. * Humulus lupulus L. * Hypericum perforatum L. * Ilex aquifolium L. * Impatiens noli-tangere L. * Impatiens parviflora DC. * Juncus effusus L. * Juncus filiformis L. 3 Lamium galeobdolon (L.) L. s. str. * Lamium maculatum L. * Lapsana communis L. * Larix decidua Mill. * Larix kaempferi (Lam.) Carrière * Lonicera periclymenum L. * Lonicera xylosteum L. * Luzula campestris (L.) DC. V Luzula luzuloides ssp. luzuloides R Luzula pilosa (L.) Willd. * Maianthemum bifolium (L.) F. W. Schmidt * Melica uniflora Retz. * Milium effusum L. * Moehringia trinervia (L.) Clairv. * Mycelis muralis (L.) Dumort. * Oxalis acetosella L. * Persicaria mitis Delarbre * Phalaris arundinacea L. * Phyteuma spicatum L. * Picea abies (L.) H. Karst. * Picea sitchensis (Bong.) Carrière * Poa annua L. Poa nemoralis L. * Poa trivialis subsp. trivialis * Polygonatum multiflorum (L.) All. * Populus tremula L. * Primula elatior (L.) Hill * Prunus cerasifera Ehrh. * Prunus padus L. * Prunus spinosa L. s. str. * Pseudotsuga menziesii (Mirb.) Franco * Pteridium aquilinum (L.) Kuhn * Pulmonaria officinalis L. * Quercus petraea Liebl. * Quercus robur L. * Quercus rubra L. k.A. Quercus x rosacea (Quercus petraea x Q. robur ) Bechst. * Ranunculus auricomus agg. * Ranunculus ficaria L. * Ranunculus lanuginosus L. * Ranunculus repens L. * Rosa spec. * Rubus caesius L. * Rubus corylifolius - Gruppe * Rubus fruticosus agg. * Rubus idaeus L. * Rubus nemoralis P. J. Müll. * Rumex obtusifolius ssp. sylvestris (Wallr.) Celak. D Salix cinerea L. s. l. * Sambucus nigra L. *

437

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

Fortgesetzt: Artname Sanicula europaea L. Scrophularia nodosa L.

Rote-Liste-Status * *

Sonchus asper (L.) Hill * Sorbus aucuparia L. * Stachys sylvatica L. * Stellaria holostea L. * Stellaria media agg. * Stellaria nemorum subsp. nemorum * Taraxacum sect. ruderalia Kirschner, H. Ollg. & Stepanek * Torilis japonica (Houtt.) DC. * Ulmus glabra Huds. V Urtica dioica subsp. dioica * Urtica dioica subsp. galeopsifolia (Wierzb. ex Opiz) Chrtek R Veronica beccabunga L. * Veronica hederifolia subsp. hederifolia * Veronica montana L. * Veronica officinalis L. * Viburnum opulus L. * Vicia sepium L. * Viola reichenbachiana agg. * * Viola riviniana Rchb.

Artname Stellaria alsine Grimm Thelypteris palustris Schott Tilia platyphyllos Scop. , nom. cons. prop. (vide Pigott 1997: Taxon 46: 351-353) Valeriana officinalis L. s. str. Veronica chamaedrys subsp. chamaedrys Veronica scutellata L. Veronica serpyllifolia L.

Rote-Liste-Status * 3 * D * 3 *

zusätzlich in den 1000 m²-Plots: Acer campestre L. Ajuga reptans L. Arctium minus (Hill) Bernh. s. l. Campanula trachelium L. Carex riparia Curtis Cerastium holosteoides Fr. Circaea x intermedia (Circaea alpina x C. lutetiana ) Ehrh. Cirsium arvense (L.) Scop. Cirsium vulgare (Savi) Ten. Convallaria majalis L. Dipsacus pilosus L. Epilobium angustifolium L. Equisetum arvense L. Galeopsis tetrahit L. Galium uliginosum L. Gnaphalium uliginosum L. Iris pseudacorus L. Juncus bufonius L. Lathyrus sylvestris L. Lemna minor L. Luzula multiflora (Ehrh.) Lej. s. str. Lycopus europaeus L. Lysimachia vulgaris L. Mercurialis perennis L. Molinia caerulea (L.) Moench s. str. Nasturtium microphyllum Boenn. ex Rchb. Paris quadrifolia L. Plantago major subsp. major Polygonum aviculare subsp. aviculare Prunella vulgaris L. Ribes nigrum L. Ribes uva-crispa L. Robinia pseudoacacia L. Rosa canina L. s. l. Rumex crispus L. Rumex sanguineus L. Sagina procumbens L. Salix caprea L. Scutellaria galericulata L. Senecio jacobaea L. Solanum dulcamara L.

* * * * * * 3 * * * 1 * * * 3 * * * * * V * * * * * * * * * * * * * * * * * * * *

438

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern Anhang 6.9: Liste der auf den Untersuchungsflächen auftretenden Moose und ihre Gefährdung in Schleswig-Holstein

(nach Schulz & Dengler 2006; * ungefährdet, V Vorwarnliste, 3 gefährdet, 2 stark gefährdet, 1 vom Aussterben bedroht, D Daten mangelhaft, n.b. nicht bewertet). Artname

Rote-Liste-Status Artname

Rote-Liste-Status

Amblystegium serpens (Hedw.) Schimp.

*

Plagiothecium nemorale (Mitt.) A. Jaeger

Amblystegium tenax (Hedw.) C. E. O. Jensen

*

Platygyrium repens (Brid.) Schimp.

*

Atrichum undulatum (Hedw.) P. Beauv.

*

Platyhypnidium riparioides (Hedw.) Dixon

*

D

Aulacomnium androgynum (Hedw.) Schwägr.

*

Pohlia melanodon (Brid.) A. J. Shaw

*

Barbula unguiculata Hedw.

*

Pohlia nutans (Hedw.) Lindb.

*

Brachythecium oedipodium (Mitt.) A. Jaeger

D

Polytrichum commune Hedw.

V

Brachythecium rutabulum (Hedw.) Schimp.

*

Polytrichum formosum Hedw.

*

Brachythecium salebrosum (F. Weber & D. Mohr) Schimp.

*

Pseudephemerum nitidum (Hedw.) Reimers

3

Brachythecium velutinum (Hedw.) Schimp.

*

Pseudotaxiphyllum ( =Isopterygium) elegans (Brid.) Z. Iwats.

*

Bryum rubens Mitt.

*

Radula complanata (L.) Dumort.

V

Calliergonella cuspidata (Hedw.) Loeske

*

Rhizomnium punctatum (Hedw.) T.J.Kop.

*

Calypogeia fissa ssp. fissa (L.) Raddi

*

Tetraphis pellucida Hedw.

*

Campylopus introflexus (Hedw.) Brid.

*

Thuidium tamariscinum (Hedw.) Schimp.

*

Dicranella heteromalla (Hedw.) Schimp.

*

Ulota bruchii Hornsch. ex Brid.

*

Dicranoweisia cirrata (Hedw.) Lind. ex Milde

*

Ulota crispa (Hedw.) Brid.

V

Dicranum montanum Hedw.

*

Dicranum scoparium Hedw.

*

Dicranum tauricum Sapjegin

*

zusätzlich in den 1000 m²-Plots: Barbula convoluta Hedw.

D

Eurhynchium hians (Hedw.) Sande Lac.

*

Campylopus flexuosus (Hedw.) Brid.

*

Eurhynchium praelongum (Hedw.) Schimp.

*

Campylopus pyriformis (Schultz) Brid.

*

Eurhynchium striatum (Hedw.) Schimp.

*

Ceratodon purpureus (Hedw.) Brid.

*

Fissidens bryoides Hedw. s. str.

*

Cratoneuron ( =Palustriella) filicinum (Hedw.) Spruce

*

Fissidens exilis Hedw.

2

Dicranella staphylina H. Whitehouse

*

Fissidens taxifolius Hedw.

*

Didymodon sinuosus (Mitt.) Delogne

3

Grimmia hartmanii var. hartmanii Schimp.

2

Eurhynchium schleicheri (R. Hedw.) Jur.

*

Herzogiella seligeri (Brid.) Z. Iwats.

*

Grimmia pulvinata (Hedw.) Sm. ex Sm. & Sowerby

*

Homalia trichomanoides (Hedw.) Schimp.

V

Leptobryum pyriforme (Hedw.) Wilson

*

Hypnum cupressiforme var. cupressiforme

D

Orthotrichum obtusifolium Brid.

1

Isothecium alopecuroides (Dubois) Isov.

*

Orthotrichum pumilum Sw.

1

Isothecium myosuroides Brid.

*

Physcomitrium pyriforme (Hedw.) Brid.

*

Lepidozia reptans (L.) Dumort.

*

Plagiomnium affine (Blandow) T.J. Kop.

*

*

Plagiomnium ellipticum (Brid.) T.J. Kop.

V

V

Plagiothecium denticulatum var. denticulum

*

Pleuridium subulatum (Hedw.) Rabenh.

*

Leptodictyum ( = Amblystegium) riparium (Hedw.) Warnst. Leskea polycarpa Ehrh. ex Hedw. Lophocolea bidentata ( =cuspidata) (L.) Dumort.

D/*

Lophocolea heterophylla (Schrad.) Dumort.

*

Pohlia wahlenbergii (F. Weber & D. Mohr) A. L. Andrews

*

Metzgeria furcata (L.) Dumort.

V

Pylaisia polyantha (Hedw.) Schimp.

*

Mnium hornum Hedw.

*

Rhytidiadelphus squarrosus (Hedw.) Warnst.

*

Orthodontium lineare Schwägr.

*

Riccia fluitans L. emend. Lorb.

V 2

Orthotrichum affine Schrad. ex Brid.

*

Ricciocarpus natans (L.) Corda

Orthotrichum diaphanum Schrad. ex Brid.

*

Scleropodium purum (Hedw.) Limpr.

*

Orthotrichum pulchellum Brunt.

V

Sphagnum palustre L.

*

Orthotrichum striatum Hedw.

1

Sphagnum russowii Warnst.

2

Plagiomnium rostratum (anon.) T.J.Kop.

V

Sphagnum squarrosum Crome

*

Plagiomnium undulatum (Hedw.) T.J.Kop.

*

Plagiothecium cavifolium (Brid.) Z. Iwats.

*

Plagiothecium laetum var. laetum Schimp.

V

Plagiothecium laetum var. curvifolium

*

Plagiothecium latebricola Schimp.

*

439

Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern Anhang 6.10 Liste der auf den Untersuchungsflächen auftretenden Flechten und ihre Gefährdung in Schleswig-Holstein

(Daten nach Litterski & Schiefelbein 2007: RL-Mecklenburg-Vorpommern aufgrund höherer Aktualität; * ungefährdet, V Vorwarnliste, 3 gefährdet, 2 stark gefährdet, 1 vom Aussterben bedroht, 0 Ausgestorben oder Verschollen, - keine Angaben, D Daten mangelhaft, G Gefährdung anzunehmen). Artname Amandinea punctata (Hoffm.) Coppins & Scheid. Anisomeridium polypoi (Ellis & Everh.) R.C.Harris Arthonia didyma Körb. Arthonia punctiformis Ach. Arthonia radiata (Pers.) Ach. Arthonia spadicea Leight. Arthonia ruana A.Massal. Bacidia adastra Sparrius & Aptroot Bacidia brandii Coppins & van den Boom

Bacidia neosquamulosa Aptroot & van Herk Bacidina ( =Bacidia) arnoldiana (Körb.) V. Wirth & Vezda

Rote-Liste-Status Artname

Rote-Liste-Status

*

Parmelia sulcata Taylor

*

* 2 2 V * V * -

Parmeliopsis ambigua (Wulfen) Nyl. Pertusaria hymenea (Ach.) Schaer. Pertusaria leioplaca DC. Phaeophyscia orbicularis (Neck.) Moberg Phlyctis argena (Spreng.) Flot. Physcia adscendens (Fr.) H.Olivier Physcia tenella (Scop.) DC. Placynthiella dasaea (Stirt.) Toensberg

* 1 3 * * * * D

*

Placynthiella icmalea (Ach.) Coppins & P. James

* V

*

Platismatia glauca (L.) W.L. Culb. & C.Culb.

Buellia griseovirens (Turner & Borrer ex Sm.) Almb. Candelariella reflexa (Nyl.) Lettau

* *

Porina aenea (Wallr.) Zahlbr. Porina chlorotica (Ach.) Müll.Arg.

* V

Chaenotheca chrysocephala ( Turner ex Ach.) Th.Fr.

V

Porina leptalea (Durieu & Mont.) A.L.Sm.

-

* 2 3 * * *

Porpidia soredizodes (Lamy ex Nyl.) J.R. Laundon Pyrenula nitida (Weigel) Ach. Scoliciosporum gallurae Vezda & Poelt Staurothele spec. Thelotrema lepadinum (Ach.) Ach. Trapelia placodioides Coppins & P. James

* 3 1 *

*

Trapeliopsis granulosa (Hoffm.) Lumbsch

*

* *

Trapeliopsis pseudogranulosa Coppins & P. James Verrucaria aquatilis Mudd

* G

* V

Verrucaria dolosa Hepp Verrucaria hydrela Ach.

G -

*

Verrucaria praetermissa (Trevisan) Anzi

D

* * 3 3 * * * * 3 * * 3 * -

Xanthoria candelaria (L.) Th. Fr. Xanthoria parietina (L.) Th. Fr. Xanthoria polycarpa (Hoffm.) Rieber

* * *

zusätzlich in den 1000 m²-Plots: Arthopyrenia lapponina Anzi c.f. Trapelia obtegens (Th.Fr.) Hertel Chaenotheca furfuracea (L.) Tibell Chaenotheca trichialis (Ach.) Th.Fr. Cladonia polydactyla (Flörke) Spreng. Evernia prunastri (L.) Ach. Halecania viridescens Coppins & P. James Lecanactis abietina (Ach.) Körb. Lecania cyrtellina (Nyl.) Sandst. Lecanora polytropa (Ehrh. ex Hoffm.) Rabenh. Melanelia subaurifera (Nyl.) Essl. Pertusaria pertusa (Weigel) Tuck. Pseudevernia furfuracea (L.) Zopf Trapelia coarctata (Sm.) M.Choisy

3 V * * 1 * * V 3 * *

2

Trapeliopsis flexuosa (Fr.) Coppins & P.James

*

Opegrapha atra Pers. Opegrapha ochrocheila Nyl.

3 2

Tuckermannopsis ( =Cetraria) chlorophylla (Willd.) Hale Verrucaria viridula (Schrad.) Ach.

* *

Opegrapha viridis (Pers. ex Ach.) Behlen & Desberger

2

Opegrapha vulgata var. subsiderella ( = O. niveoatra) Nyl. Opegrapha vulgata var. vulgata Parmelia saxatilis (L.) Ach.

2 3 V

Chaenotheca ferruginea (Turner & Borrer ) Mig. Chaenotheca xyloxena Nadv. Cladonia caespiticia (Pers.) Förke Cladonia coniocraea auct. Cladonia fimbriata (L.) Fr. Cladonia macilenta Hoffm. Cladonia pyxidata ( =chlorophaea) ssp. chlorophaea (Sommerf.) V. Wirth Cladonia pyxidata ( =merochlorophaea Asahina) ssp. grayi (G.Merr. ex Sandst.) V.Wirth Dimerella pineti (Ach.) Vezda Fellhanera viridisorediata Aprtoot, Brand & Spier Graphis scripta (L.) Ach. Gyalideopsis anastomosans P. James & Vezda Hypocenomyce scalaris (Ach. ex Lilj.) M.Choisy Hypogymnia physodes (L.) Nyl. Lecania cyrtella (Ach.) Th.Fr. Lecanora argentata (Ach.) Malme Lecanora carpinea (L.) Vain. Lecanora chlarotera Nyl. Lecanora conizaeoides Nyl. ex Crombie Lecanora expallens Ach. Lecanora persimilis (Th. Fr.) Nyl. Lecanora pulicaris (Pers.) Ach. Lecidella elaeochroma (Ach.) M.Choisy Lepraria incana (L.) Ach. Lepraria lobificans Nyl. Lepraria umbricola Tønsberg Melanelia glabratula (Lamy) Essl. Micarea bauschiana (Körb.) V. Wirth & Vezda Micarea micrococca Micarea viridileprosa Coppins & van den Boom Micarea xanthonica Coppins & Tønsberg Naetrocymbe ( =Arthopyrenia) punctiformis (Pers.) R.C. Harris

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Abschlussbericht multifunktionale Bewirtschaftung von Buchenwäldern

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