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Waldbrände

Waldbrände 2023 war eine Fläche von 1.240 Hektar von Waldbränden betroffen. Damit hat sich die von Waldbränden betroffene Fläche im Vergleich zum Vorjahr deutlich reduziert, liegt aber weiterhin über dem langjährigen Mittel. Neben finanziellen Schäden sind mit den Waldbränden aber auch ökologische Auswirkungen wie die Freisetzung von Treibhausgasen und Schadstoffen sowie Nährstoffverluste verbunden. Waldbrände in Deutschland Mit deutschlandweit 1.059 Waldbränden ist 2023 die Anzahl der Waldbrände im Vergleich zu 2022 um die Hälfte gesunken. Damit ist das Jahr 2023 mit Blick auf die Zahl der Waldbrände ein durchschnittliches Waldbrandjahr im Vergleich zum mehrjährigen Mittel der Jahre 1993 bis 2022 (1.075 Waldbrände). Anderseits ist das Jahr 2023 bezüglich der betroffenen Waldfläche mit 1.240 Hektar, dies entspricht in etwa 3,6-mal der Fläche des Central Parks in New York, ein deutlich überdurchschnittliches Jahr. Das langjährige Mittel der Jahre 1993 bis 2022 liegt bei 710 Hektar betroffener Waldfläche. Auch die durchschnittliche Waldbrandfläche von 1,2 Hektar je Waldbrand ist in 2023 überdurchschnittlich und stellt den fünfthöchsten Wert seit Beginn der Waldbrandstatistik dar (siehe Abb. „Anzahl Waldbrände und Schadensfläche“). Während der finanzielle Schaden mit 1,19 Mio. Euro im Jahr 2023 einen vergleichsweise durchschnittlichen Schadenswert darstellt , liegt der finanzielle Schaden je ha Waldbrandfläche mit 959 Euro pro Hektar (Euro/ha) weiterhin deutlich unter dem langjährigen Mittel von 2.568 Euro/ha im Zeitraum 1993 bis 2022 (siehe Abb. „Durchschnittliche Schadensfläche und Schadenssumme“). Das Auftreten von Waldbränden ist in Deutschland aufgrund der klimatischen und hydrologischen Gegebenheiten und der vorherrschenden Waldbestockung regional unterschiedlich. Im Ergebnis sind weite Teile Nordostdeutschlands, das östliche Nordwestdeutschland und das Oberrheinische Tiefland häufiger von Waldbränden betroffen als andere Regionen Deutschlands. Im Jahr 2023 gab es die meisten Waldbrände in den Bundesländern Brandenburg, Niedersachsen und Sachsen. Dabei wurden, wie bereits in den Vorjahren, in Brandenburg vor allem aufgrund der sandigen Böden, den vorherrschenden Kiefernwäldern und der Munitionsbelastung auf ehemaligen Truppenübungsplätzen erneut die meisten Brände (251) registriert. Auch die größte Brandfläche im Jahr 2023 mit insgesamt 765,2 Hektar war in Brandenburg zu verzeichnen, dies entspricht mehr als der Hälfte der Waldbrandfläche Deutschlands. Hier ist vor allem das Walbrandgeschehen in der Region Jüterbog mit rund 705 ha Waldbrandfläche hervorzuheben. In dieser Region befindet sich ein munitionsbelasteter ehemaliger Truppenübungsplatz, was die bodengebundenen Löscharbeiten stark beeinträchtigt. Mit gut 192 Hektar Waldbrandfläche folgt Mecklenburg-Vorpommern (siehe Abb. „Anzahl Waldbrände nach Ländern“ und Abb. „Waldbrandfläche nach Ländern“). Risikountersuchungen sagen für die kommenden Jahrzehnte ein steigendes Waldbrandrisiko für Deutschland voraus. Dies liegt im Wesentlichen an erhöhten Temperaturen und rückläufigen Niederschlägen in den Frühjahrs-, Sommer- und Herbstmonaten. Waldbrände und ihre Auswirkungen Waldbrände beeinflussen, wie diverse andere Faktoren auch, die Stabilität und die Vitalität der Waldökosysteme. Das Ausmaß der Beeinflussung hängt unter anderem von der Dauer, der Intensität, dem Umfang und der Art des Waldbrands ab. Sogenannte Erdfeuer oder Schwelbrände im Boden sind aufgrund der häufigen Zerstörung oder Beeinträchtigung von Wurzeln und Samen von hoher Bedeutung für die Vitalität der Waldbestände. Boden- oder Lauffeuer führen häufig zur Verbrennung der bodennahen Vegetation und der Streuauflage. Bäume werden dabei abhängig von der Baumart (Rindenstärke) geschädigt oder verbrennen. Durch diese Feuer wird außerdem der Mineralisierungsprozess der Streuauflage beschleunigt, wodurch es verstärkt zur Auswaschung von Nährstoffen kommt. Die Nährstoffaufnahme ist durch die Reduzierung der Vegetation sowie durch die Zerstörung von Pflanzenwurzeln und nährstoffbindenden Ton-Humus-Komplexen ebenfalls stark beeinträchtigt. Kurz- bis mittelfristig kann hierdurch die Vitalität und die Stabilität der Waldbestände aufgrund von Nährstoffmangel weiter herabgesetzt werden. Kronenfeuer und Vollfeuer entstehen, wenn die Bodenfeuer auf den Kronenbereich überschlagen. Diese haben häufig den Verlust des gesamten Bestandes zur Folge, da hierbei sowohl die Assimilationsorgane (Blätter und Nadeln) wie auch die Knospen der Bäume verbrennen, wodurch eine Regeneration deutlich erschwert ist. Unmittelbar während des Waldbrands kommt es wie bei jedem Verbrennungsprozess zu Emissionen, die auch die menschliche Gesundheit beeinträchtigen können. Hierbei werden vor allem Feinstaub, aber teilweise auch ⁠ Dioxine ⁠ und andere Schadstoffe freigesetzt. Daneben werden auch Treibhausgase emittiert. So haben die überdurchschnittlichen Waldbrände in 2022 knapp 0,28 Mio. t CO 2 -Äquivalente an Treibhausgasen freigesetzt. Zusätzlich wird die Senkenfunktion der Waldbestände für Kohlenstoff beeinträchtigt. Auf die ⁠ Biodiversität ⁠ können Waldbrände hingegen positiven Einfluss haben, da hierdurch ökologische Nischen entstehen, die von besonders angepassten Arten genutzt werden. Ursachen für Waldbrände Bei der Mehrzahl der Waldbrände, rund 51 %, konnte 2023 keine Ursache ermittelt werden. In Fällen, in denen eine Ursache bestimmt werden kann, sind im Wesentlichen zwei Faktorenkomplexe von besonderer Bedeutung für das Waldbrandgeschehen: Zum einen das menschliche Handeln (Brandstiftung und Fahrlässigkeit) und zum anderen das ⁠ Klima ⁠- bzw. Witterungsgeschehen. Als Hauptursache für das Waldbrandgeschehen kann gemäß den Daten der Waldbrandstatistik menschliches Handeln identifiziert werden (sofern eine Ursache ermittelbar ist). Klima und ⁠ Witterung ⁠ hingegen beeinflussen zusammen mit den lokalen Gegebenheiten (wie dem Vorhandensein von brennbarem Material) die Disposition einer Waldfläche für die Entzündung und in Folge das weitere Brandgeschehen (Feuerausbreitung). Fahrlässigkeit und Vorsatz (das heißt Brandstiftung) waren im Jahr 2023 für rund 40 % der Waldbrände ursächlich. Bei den 259 im Jahr 2023 durch Fahrlässigkeit verursachten Bränden waren zu rund 54 % das unvorsichtige Verhalten von Waldbesuchern, Campern oder Kindern die Auslöser. In 27 % der Fälle von Fahrlässigkeit sind wirtschaftliche Aktivitäten (Landwirtschaft, Holzernte etc.) ursächlich. Natürliche Ursachen, wie zum Beispiel Blitzschlag, waren hingegen für nur 2,5 % der Waldbrände der Auslöser (siehe Abb. „Waldbrandursachen 2023“). Das Auftreten und die Ausbreitung von Waldbränden sind maßgeblich von der ⁠ Witterung ⁠ abhängig. Selbst im Winter kann es bei fehlender Schneedecke zu Waldbränden kommen. Ein jahreszeitlicher Schwerpunkt der Waldbrandgefährdung lag bisher zumeist im Spätfrühjahr und im Frühsommer. So zeigt auch das Jahr 2023 einen Schwerpunkt zwischen Mai und Juli, hier konnten knapp 80 % aller Waldbrände registriert werden. Insgesamt ist in den letzten Jahren zu erkennen, dass sich die sogenannte Waldbrandsaison in den Spätsommer und Herbst hinein verlängert, wie der Vergleich der Mittelwerte der Jahre 2010-2015 und 2015-2023 zeigt (siehe Abb. „Waldbrände in einzelnen Monaten“). Neben der ⁠ Witterung ⁠ ist auch der Waldbestand von Bedeutung. Besonders jüngere und lichte Nadelwälder mit dichtem Unterwuchs und üppiger Bodenvegetation sind stark waldbrandgefährdet. Zudem spielen die Holzeigenschaften, wie beispielsweise das Vorhandensein von Harzen oder ätherischen Ölen, eine gewisse Rolle bei der Gefährdung. Dies zeigt sich auch in der Betrachtung der Waldbrände der Jahre 2014 bis 2023. Hier waren Nadelholzbestände (rechnerisch rund 54 % der Waldfläche), mit Ausnahme der Jahre 2017 und 2023, deutlich häufiger und überproportional zum Anteil an der Waldfläche von Waldbränden betroffen als von Laubholzarten dominierte Waldbestände (siehe Abb. „Waldbrandfläche nach Bestandsart“). Für das Jahr 2023 weist die Waldbrandstatistik des Landes Brandenburg eine von Waldbränden betroffene Fläche von rund 703 ha als (Nadelbaum-dominierten) Mischwald aus. Im Gegensatz hierzu erfasst die bundesweite Waldbrandstatistik diese Fläche als mit Laubholz bestockte Fläche aus.  Der Umbau von Nadelbaummonokulturen in mehrschichtige Mischwälder mit hohem Laubholzanteil ist somit weiterhin auch ein wesentlicher Ansatz zum vorbeugenden Schutz vor Waldbränden.

Fischfauna 1993

Berlins natürliche Seen und Fließgewässer entstanden vor rund 10 000 Jahren mit dem Abtauen der Gletscher, die das Gebiet während der Weichsel-Vereisung bedeckten. Es handelt sich demzufolge um geologisch sehr junge Gewässer. Damals umfaßte die autochthone (einheimische) Süßwasserfischfauna Deutschlands nach Thienemann 56 Arten, ausgenommen Wanderfische, die die Binnengewässer nur zur Fortpflanzung aufsuchten. Von diesen wiederum war es 31 Fischarten möglich, die Gewässer des heutigen Landes Berlin zu besiedeln. Sie müssen als ursprüngliche bzw. autochthone Fischfauna Berlins betrachtet werden. Diese unterlag bis in die Gegenwart vielfältigen, z. T. noch anhaltenden Veränderungen. Prägten einst die Flußsysteme von Spree und Havel das Berliner Gewässernetz, so mußte ihre Dynamik zunehmend Stillwasser- und Rückstaubereichen weichen. Der Dammbau zum Betreiben von Mühlen läßt sich bis in das 13. Jahrhundert zurückverfolgen. Neben diesen Mühlendämmen wurden weitere Stauanlagen und Schleusen zur Förderung der Schiffahrt errichtet. Bereits im 17. Jahrhundert begann die Begradigung einzelner Flußabschnitte. Der Kanalbau erreichte Mitte des vorigen Jahrhunderts seinen Höhepunkt. Ab dieser Zeit war es Wanderfischen selbst bei Hochwasser nicht mehr möglich, die hohen Wehranlagen zu überwinden und das Berliner Stadtgebiet zu erreichen. Mit der Stauhaltung gingen wertvolle Lebensraumstrukturen der Fließgewässer und die für viele Fischarten notwendigen Überschwemmungsflächen verloren. Die Strömungsgeschwindigkeit nahm ab, und Ablagerungsprozesse führten zu einer Überlagerung der grobkörnigen Sedimente mit Schlamm. Sauerstoffzehrende Abbauprozesse am Gewässergrund wurden vorherrschend. Fischarten, die kiesiges, gut mit Sauerstoff versorgtes Substrat bevorzugen, mußten weichen. Für sie fehlten sowohl geeignete Laich- und Lebensräume als auch die Möglichkeit, Ausgleichswanderungen durchzuführen, weshalb die einstige Leitfischart, die Barbe – ein typischer Flußfisch, ausstarb. Der Gewässercharakter wandelte sich von der klassischen Barben- zur Bleiregion . Neben diesen nachhaltigen Beeinträchtigungen durch den Gewässerausbau spielten Einträge aller Art eine erhebliche Rolle. Bereits vor der Jahrhundertwende war die Belastung von Spree und Havel durch industrielle und kommunale Abwässer sowie Fäkalien derart stark, daß häufig Fischsterben auftraten, und die Fischerei ernsthaft beeinträchtigt wurde. Aufgrund der schlechten Sauerstoffverhältnisse an der Wasseroberfläche war es beispielsweise unmöglich, Fische aus der Unterhavel in Booten mit offenen, durchströmten Fischkästen, sog. Drebeln, lebend nach Berlin (heutige Innenstadt) zu transportieren. Auch die städtischen Rieselfelder boten hinsichtlich der Gewässergütesituation nur bedingt Abhilfe. Die genannten anthropogenen Einwirkungen führten zu einer Verarmung der Berliner Fischfauna. Neben der Barbe starben weitere strömungsliebende, an sauerstoffreiches Wasser gebundene Fischarten, wie Bachneunauge und Bachschmerle, in Berliner Gewässern aus. In jüngerer Zeit wurden die oft stark beeinträchtigten Flüsse und Seen mit einer neuen – keiner besseren – Qualität des Abwassers belastet. Großkläranlagen verhinderten den Eintrag groben organischen Materials (Fäkalien u.ä.); trotzdem blieb die Fracht der gelösten Nährstoffe hoch. Gleichzeitig wurden mit der Intensivierung der Landwirtschaft und zunehmender Industrialisierung verstärkt Dünge- und Pflanzenschutzmittel, Schadmetalle und andere Toxine eingetragen. Besonders Industrieabwässer belasteten die Gewässer zusätzlich durch Abwärme . Eine durch Nährstoffeintrag hervorgerufene bzw. geförderte Eutrophierung begünstigt euryöke (umwelttolerante) Fischarten, deren Bestandsausweitung oftmals das Zurückgehen anspruchsvollerer Arten verdeckt. Die genannten Einflußfaktoren sind zweifellos die bedeutendsten. Damit ist aber die Palette anthropogener Schadwirkungen auf den Fischbestand hiesiger Gewässer noch nicht erschöpft. Gegenwärtig spielt die Freizeitnutzung eine große, ständig zunehmende Rolle. Der durch Motorboote verursachte Wellenschlag sowie das Baden fördern die Erosion der Gewässerufer, indem schützende Pflanzengürtel zerstört werden. Differenzierter zu betrachten ist die Freizeitfischerei . Bei mehrfach genutzten Gewässern (Angeln, Baden, Sportboote etc.) sind die durch Angler verursachten Uferzerstörungen und -verschmutzungen im Verhältnis zu den zahlreichen Badegästen relativ gering. Angler beeinflussen ein Gewässerökosystem in erster Linie durch Eingriffe in die Biozönose in Form von Fischentnahmen und Besatzmaßnahmen . Dabei werden wirtschaftlich wertvolle bzw. für Angler interessante Fischarten einseitig gefördert. Hinzu kommt eine Verfälschung der autochthonen Fischfauna durch Besatz mit nicht einheimischen Arten, wie z. B. Regenbogenforelle und Zwergwels. Sie können Nahrungskonkurrenten, Laichräuber und Freßfeinde sein, auf die sich die heimische Fauna nicht einstellen konnte. Im Verlauf ihrer Entwicklungsgeschichte haben sich die Arten ihrem Lebensraum optimal angepaßt und spezialisiert, um Konkurrenzbeziehungen auszuweichen. Dieser Prozeß führte dazu, daß innerhalb eines Ökosystems die meisten Arten einen relativ abgegrenzten Bereich, eine ökologische Nische haben, den ausschließlich sie optimal nutzen können. Bringt man nun in dieses Ökosystem fremde, d.h. allochthone Arten ein, so ist deren Wirkung vorher oft nicht abzuschätzen. Einheimische Arten können verdrängt werden. Mit ihnen würden im Verlauf der Evolution erworbene, genetisch fixierte Spezialisierungen sowie Anpassungen an hiesige Gewässerverhältnisse verloren gehen. In stark beangelten Gewässern stellt das allgemein übliche Anfüttern zudem einen nicht zu vernachlässigenden Nährstoffeintrag dar. Erste Erhebungen zur Fischfauna Berliner Gewässer vor rund 100 Jahren bieten wertvolle historische Anhaltspunkte, anhand derer die Wirkung der genannten Einflußfaktoren auf die Fischartenzusammensetzung und ihre Veränderung eingeschätzt werden kann. Einzelne Gewässer, vornehmlich im Südosten Berlins, wurden in den 50er Jahren erneut untersucht. Spätere Fischbestandserfassungen konnten aufgrund politischer Grenzen nur noch Teilbereiche Berlins berücksichtigen, weshalb zwei Rote Listen, getrennt für den Ost- und den Westteil der Stadt, erarbeitet wurden (s. Tab. 1). Die unterschiedliche Einstufung der Gefährdung einzelner Arten beruht vornehmlich auf den unterschiedlichen Gewässerverhältnissen in beiden Teilen der Stadt. So überwiegen im Westteil großflächige Flußseen, während der Ostteil über mehr natürliche Fließgewässer verfügt. Folglich weichen die Anzahl der Vorkommen sowie die Bestandsgrößen von Freiwasserbewohnern und Flußfischen in beiden Untersuchungsgebieten z. T. erheblich voneinander ab, was zu einer unterschiedlichen Einschätzung ihrer Gefährdung führte. Nachdem es möglich war, für das gesamte Land Berlin eine Rote Liste zu erstellen, wurden die bisher erhobenen Daten zur Fischbesiedlung zusammengefaßt und ein einheitlicher Bewertungsmaßstab zugrunde gelegt. Die in Tabelle 1 dargestellten, z. T. geringeren Einstufungen einzelner Arten in der neuen Roten Liste sind nicht auf verbesserte Lebensbedingungen zurückzuführen, sondern auf ein größeres Untersuchungsgebiet und eine höhere Anzahl von Befischungen. Im Gegensatz zu früheren Arbeiten wurde fast die doppelte Anzahl von Gewässern beprobt. Dies führte für eine große Zahl von Fischarten zur Feststellung neuer Vorkommen. Auf dieser Grundlage wurde eine neue kommentierte Rote Liste für Berlin erarbeitet (Wolter et al., in Vorbereitung). Gegenwärtig gibt es im Land Berlin mehr als 250 Gewässer, alle mit einer durch den Menschen stark beeinflußten Fischfauna. Kenntnisse über die gegenwärtige Verbreitung und Häufigkeit sowie die wesentlichen existenzgefährdenden Faktoren sind essentielle Voraussetzungen, um Arten- und Biotopschutzmaßnahmen zielgerichtet und mit geeigneten Methoden realisieren zu können. Zur Beurteilung von Gewässern ist die Untersuchung der Fischbestände hilfreich, da sie die Einschätzung der komplexen Einflußfaktoren und deren Langzeitwirkung auf höhere aquatische Organismen ermöglichen kann, ohne diese einzeln betrachten zu müssen. Die vorherrschende Fischfauna ist ein Indiz für den ökologischen Zustand eines Gewässers. Deshalb ist z. B. der Nachweis einer großen Anzahl von Fischarten positiv zu beurteilen, da dies aufgrund ihrer ökologischen Einmischung auf das Vorhandensein vieler verschiedener Lebensräume und damit einer großen Strukturvielfalt hindeutet. Hierbei muß allerdings auch immer die Möglichkeit berücksichtigt werden, daß der vorgefundene Bestand durch Besatzmaßnahmen verfälscht sein kann. Das Vorkommen gefährdeter Fischarten in einem Gewässer kann für seine Beurteilung grundsätzlich positiv gewertet werden, da diese i. d. R. bezüglich der Wasserqualität und der strukturellen Vielfalt des Lebensraumes anspruchsvoller sind als euryöke Arten.

Leidenschaftliche Botanik-Werbung kommt gut an

Publikumswirksam und leidenschaftlich hat Jürgen Feder aus Bremen, der seit genau 30 Jahren ehrenamtlich als Kartierer für den NLWKN (Niedersächsischer Landesbetrieb für Wasserwirtschaft, Küsten- und Naturschutz) arbeitet, kürzlich in zwei Fernsehsendungen (N3 NaturNah, Pro7 TV-Total) auf die Faszination der heimischen Pflanzenwelt aufmerksam gemacht. Inzwischen ist das Video von seinem Auftritt bei TV-Total mit Stefan Raab bei You Tube eingestellt und wurde innerhalb einer Woche mehr als 22.000 Mal angeklickt. Zahlreiche positive Kommentare – zum Beispiel „So einen Biolehrer hätte ich mir gewünscht“ – unterstreichen, dass seine Fernsehauftritte und das Video gerade bei jungen Menschen sehr gut angekommen sind; Feder überzeugte mit seinem Fachwissen und machte deutlich, dass Botanik und Artenkenntnisse alles andere als langweilig sind. „Pflanzenarten werden über Autobahnen und Eisenbahnstrecken verbreitet, finden an den ungewöhnlichsten Stellen ihre ökologische Nische und werden aufgrund ihres Drogengehalts schon seit der Antike auch für kriminelle Zwecke genutzt“, erzählte der 51jährige Diplom-Ingenieur der Fachrichtung Landschaftspflege. Für Dr. Annemarie Schacherer, beim NLWKN für die Kartierung von Pflanzen und Tieren zuständig, ist das öffentliche Auftreten von Jürgen Feder eine willkommene Werbung für die ehrenamtliche Arbeit beim NLWKN: „Die Zahl der aktiven Kartiererinnen und Kartierer ist in letzter Zeit leider zurückgegangen. Viele Menschen finden neben ihrem Beruf zu wenig Zeit für dieses Engagement“, bedauert Schacherer. Die Leidenschaft von Jürgen Feder könne Ansporn sein, aktiv an den Erfassungsprogrammen des NLWKN mitzuarbeiten. Derzeit arbeiten rund 500 Frauen und Männer ehrenamtlich als Kartierer für Pflanzen. Die Daten werden beim NLWKN ausgewertet und für eine Vielzahl von naturschutzrelevanten Fragestellungen zur Verfügung gestellt.

Küstengewässer Biologische Qualitätskomponenten Benthische wirbellose Fauna Benthische wirbellose Fauna Ostsee Bewertung ökologischer Zustand

Das Bewertungsverfahren MarBIT ( Mar ine B iotic I ndex T ool) bewertet Faunenelemente der Weich- und Hartböden sowie der Vegetationsbestände (Phytal). Es stehen insgesamt vier Einzelparameter/Teilindizes für die Bewertung zur Verfügung, die Auswirkungen der Eutrophierung oder physikalischer Störungen auf das Makrozoobenthos erfassen (Abb. 1). Jeder Teilindex steht für einen der ökologischen Begriffe, die bei der Wasserrahmenrichtlinie zur Bewertung herangezogen werden sollen: TSI (Taxonomic Spread Index): bewertet die Artenvielfalt und taxonomische Zusammensetzung der benthischen Wirbellosen Abundanzverteilung: bewertet die Verteilung der Häufigkeit auf die verschiedenen Taxa Sensitive Arten: bewertet den Anteil sensitiver Arten an den Faunengemeinschaften Tolerante Arten: bewertet den Anteil toleranter Arten an den Faunengemeinschaften Dem Bewertungssystem liegt eine Datenbank mit Informationen zur Autökologie vieler Nord- und Ostseetaxa zugrunde (z. B. Angaben zu Lebensraum, Zonierung, Salzgehaltsansprüchen oder Sedimentpräferenzen), die eine Erstellung von typspezifischen Referenzartenlisten unabhängig von historischen Angaben ermöglicht. Jeder Teilindex ist mit einem eigenständigen fünfstufigen Bewertungssystem unabhängig von den anderen Indizes bewertbar. Nach einer mathematischen Transformation (=Normierung) können die Teilergebnisse zusammengeführt, also miteinander verrechnet werden, und ergeben dann den abschließenden ökologischen Zustand (= EQR-Wert) der jeweiligen Bewertungseinheit/ Faunengemeinschaft. Abb. 1: Schematische Darstellung des Verlaufs der Bewertung des ökologischen Zustands mit dem modularen Bewertungsverfahren MarBIT. Das wissenschaftliche Prinzip des TSI basiert darauf, dass neben der Artenzahl auch die Komplexität des taxonomischen Baumes für die biologische Vielfalt von Bedeutung ist. Vielfalt in der Taxonomie entsteht durch die Aufspaltung des taxonomischen Baumes. Jedes neue Taxon erzeugt mindestens einen neuen Ast, wenn es sich um eine im Baum noch nicht vorhandene Art handelt. Dadurch wird der Baum breiter, die Taxonomie „spreizt“ sich auf. Es gibt Proben, die nur aus einer oder zwei taxonomischen Gruppen bestehen, z. B. Polychaeten und Mollusken. Andere Proben enthalten dagegen viele taxonomische Gruppen. Die taxonomischen Bäume dieser beiden Proben haben eine unterschiedliche Form durch die unterschiedliche taxonomische Aufspreizung. Diese korreliert direkt mit der in der Probe vorhandenen Artenzahl. Ökologisch im Sinne der WRRL gesehen, steigt der Wert einer Lebensgemeinschaft kaum, wenn viele sehr nahe verwandte Taxa zusammenkommen, die vergleichbare Nischen besetzen oder die bestehenden Ressourcen auf ähnliche Weise nutzen. Kommen jedoch viele verschiedene taxonomische Gruppen zusammen, sind in der Regel auch unterschiedliche Lebensstrategien und Nischen damit verbunden. Diesem Umstand trägt der Index mit einer Gewichtung der verschiedenen taxonomischen Stufen Rechnung. Je höher im taxonomischen Baum die Verzweigung stattfindet, desto höher wird sie bewertet = gewichtet (Tab. 1). Tab. 1: Zusammenhang von taxonomischer Stufe und Bewertung. taxonomische Stufe Bewertung neue Art einer Gattung 2 neue Gattung einer Familie 3 neue Familie einer Ordnung 5 neue Ordnung einer Klasse 8 neue Klasse eines Stammes 13 neuer Stamm eines Reichs 21 Die Berechnung des Teilindex TSI erfolgt also auf Basis der Präsenz der Taxa im Vergleich zu einer typspezifischen Referenzartenliste. Die Abundanz = Individuendichte der Taxa spielt keine Rolle. Es werden jeweils nur diejenigen Taxa der Probe berücksichtigt, welche auf der zugehörigen Referenzartenliste aufgeführt sind. Alle anderen Taxa werden ignoriert. Alle Taxa werden sukzessive einem taxonomischen Baum hinzugefügt und jeder Verzweigung im Baum wird der Wert der entsprechenden taxonomischen Stufe zugeordnet Dann wird an jeder Verzweigung dieser Wert mit der Anzahl der abgehenden Äste multipliziert und zuletzt alle diese Produkte addiert. Der sich ergebende Wert ist der TSI der Probe (Abb. 2). Abb. 2: Beispielhafte Berechnung des TSI für zwei taxonomische Bäume mit jeweils 10 Arten, aber unterschiedlicher taxonomischer Aufspreizung. Die gewässertypischen TSI-Werte der Referenzlisten der Bewertungseinheiten bilden die Basis für das fünfstufige Bewertungsschema (Tab. 2). Tab. 2: Gewässertypische TSI-Werte. Bewertungseinheit TSI-Referenzwert Weichboden Phytal Innerste Gewässer 250 300 Innere Gewässer 160 319 Mittlere Gewässer 225 422 Buchten 338 721 Flussmündungen 304 595 Rügensche Gewässer 254 477 Kieler Bucht 579 906 Mecklenburger Bucht 445 756 Darß bis Polen 289 395 Flensburger Förde 920 799 Becken 794 713 Bewertungsrelevant ist dabei der Quotient aus dem TSI-Wert der Probe und dem TSI-Referenzwert, der den unnormierten EQR für den TSI-Indexwert ergibt (Tab. 3). Tab. 3: Ökologischer Zustand und TSI-Index. Ökologischer Zustand TSI-Index [TSI_Pro/TSI_Ref] sehr gut 0,9 < TSI ≤ 1 gut 0,8 < TSI ≤ 0,9 mäßig 0,6 < TSI ≤ 0,8 unbefriedigend 0,4 < TSI ≤ 0,6 schlecht 0 ≤ TSI ≤ 0,4 Die Abundanzverteilung bewertet die relative Verteilung der Abundanz auf die einzelnen Taxa. Für das Bewertungsmodell wird die Theorie der Log-Normalverteilung zugrunde gelegt, die entsteht, wenn viele kleine Faktoren unabhängig voneinander auf die Populationen einwirken. Die Population besteht dabei aus vielen verschiedenen Taxa, die unterschiedliche Nischen besetzen und Lebensstrategien verfolgen. Wenn keiner der Faktoren dominiert und diese multiplikativ auf die Population einwirken, entsteht nach dem zentralen Grenzwertsatz der mathematischen Statistik eine Log-Normalverteilung. Eine Log-Normalverteilung liegt vor, wenn der Logarithmus der Verteilungsfunktion einer Normalverteilung folgt. Es wird dadurch leicht, eine Lebensgemeinschaft auf Übereinstimmung mit der Log-Normalverteilung zu überprüfen, indem die transformierte Verteilung einfach auf Normalverteilung getestet wird. Im Bewertungsmodell wird der Kolmogorov-Smirnov-Test mit der Ergänzung von Lilliefors (= Lilliefors-Test) verwendet, da er einfach zu rechnen ist und eine für den Zweck ausreichende Genauigkeit besitzt und am empfindlichsten im mittleren Bereich der Verteilung ist. Dies ist von Vorteil, weil dadurch die seltensten und häufigsten Taxa, die besonders große relative Abundanzschwankungen zeigen, nicht so stark gewichtet werden. Das meiste Gewicht liegt auf den stetigen „Kerntaxa“ der Gemeinschaft. Ein weiterer Vorteil des Lilliefors-Tests ist, dass er eine grafische Repräsentation in Form der kumulativen Verteilungsfunktionen besitzt. Für die Analyse der Daten kann daraus entnommen werden, ob z. B. seltene oder häufige Taxa im Vergleich zur erwarteten Verteilung überproportional häufig sind. Der Lilliefors-Test selbst schätzt den Mittelwert und Standardabweichung aus der Probe und vergleicht die daraus entstandene Normalverteilung mit der geschätzten empirischen Verteilungsfunktion der Probe. Abb. 3: Beispiele für kumulative Abundanzverteilung zweier gepoolter Probensätze. Dargestellt sind einmal die relative Abundanz (prozentualer Anteil) pro Taxa als Balkendiagramme in aufsteigender Reihenfolge (rechte Grafiken) und die empirischen kumulativen Häufigkeitsverteilungen (Treppenfunktion, log-transformierte Abundanzen) überlagert durch die entsprechende Normalverteilung mit Mittelwert und Standardabweichung aus der Verteilung der Probe geschätzt (linke Grafiken). Die x-Achse bezeichnet den dekadischen Logarithmus der Abundanz, die y-Achse bezeichnet die kumulative relative Abundanz. Jede Treppenstufe der Probenkurve entspricht einer Abundanz, die in der Probe ein- oder mehrfach vorkommt. Der vertikale Sprung der Stufen ist dabei der Zuwachs an der Gesamtabundanz der Probe und der horizontale Sprung der Stufen ist der Abstand zur nächst höheren, in der Probe vorkommenden Abundanz. Die Berechnung des Teilindex Abundanzverteilung erfolgt also auf Basis der numerischen Abundanzwerte. Taxa, die rein qualitativ in der Probe aufgeführt sind (z. B. koloniebildende Taxa), bleiben für diesen Bewertungsfaktor unberücksichtigt. Von jedem numerischen Abundanzwert wird der dekadische Logarithmus gebildet und anhand dieser Werte der Lilliefors-Test durchgeführt. Dazu werden der arithmetische Mittelwert sowie die Standardabweichung der log-transformierten Abundanzen errechnet, sowie die Anzahl N der Abundanzwerte. Die Abundanzwerte werden dann numerisch aufsteigend sortiert und Z-Scores von jeder Abundanz berechnet als (Abundanz – Mittelwert)/Standardabweichung). Ist die Standardabweichung Null, wird auch der Z-Score Null. Für jeden der Z-Score-Werte wird der zugehörige Wert der kumulativen Verteilungsfunktion (der Normalverteilung) errechnet. Dies ergibt die Liste der erwarteten Idealwerte. Dann werden die Z-Scores durchnummeriert (Variable i). Der erste Wert in der Liste erhält i = 1 zugewiesen, der zweite i = 2 usw. Dann werden die d-Plus-Werte errechnet als d-Plus = i/N – Z-Score und die Liste der d-Minus-Werte als d-Minus = Z-Score – (i-1)/N Dann wird der höchste numerische Wert aus den zwei Listen zusammen (d-Plus und d-Minus) als der D-Wert ausgewählt. Dieser wird in einem letzten Schritt folgendermaßen transformiert (um einheitliche Schranken zu bekommen): Dieser Z-Score stellt den Wert des Teilindex dar und schwankt zwischen 0 (Referenzzustand) und ( ) (schlechtester Zustand). Die Klassengrenzen lassen sich aus der Statistik selbst ableiten. Tab. 4: Ökologischer Zustand und Abundanzverteilung Z. Ökologischer Zustand Index Abundanzverteilung Z sehr gut 0 ≤ Z ≤ 0,5 gut 0,5 < Z ≤ 0,6 mäßig 0,6 < Z ≤ 0,775 unbefriedigend 0,775 < Z ≤ 0,819 schlecht Ausnahme: Sind weniger als 5 Taxa für die Berechnung vorhanden, kann der Index nicht errechnet werden. Dann wird der Indexwert auf 0 gesetzt (schlechter Zustand). Die Berechnung des Teilindex sensitive Taxa erfolgt auf Basis der Präsenz der Taxa im Vergleich zu einer typspezifischen Referenzartenliste. Die Abundanz = Individuendichte der Taxa spielt keine Rolle. Die Bewertung erfolgt durch Vergleich der Anzahl sensitiver Taxa innerhalb der Probe (N Probe ) mit der Anzahl der sensitiven Taxa der zugehörigen Referenzliste (R). Dabei wird zwischen obligatorisch (R o , N o ) sowie nicht obligatorisch sensitiven Arten (R r , N r ) auf der Referenzliste und der Probe unterschieden. Der Teilindex berechnet sich als: mit N o = Anzahl der obligatorisch sensitiven Taxa der Probe N r = Anzahl der nicht obligatorisch sensitiven Taxa der Probe R o = Anzahl der obligatorisch sensitiven Taxa der typspezifischen Referenzliste R r = Anzahl der nicht obligatorisch sensitiven Taxa der typspezifischen Referenzliste Alle Arten der folgenden Gattungen werden für die Bewertung dieses Teilindex auf die Gattung zusammengeführt, bevor die Berechnung durchgeführt wird: Bathyporeia, Bithynia, Electra, Hydrozoa, Lacuna, Lekanesphaera, Littorina, Molgula, Nephtys, Nudibranchia, Ophelia, Palaemon, Pontoporeia, Praunus, Sacoglossa. Tab. 5: Ökologischer Zustand und Sensitive Taxa Index. Ökologischer Zustand Index Sensitive Taxa I sensi sehr gut 1 ≤ I sensi ≤ (R 0 + 0,5 x R r )/R 0 gut 0,7 ≤ I sensi < 1 mäßig 0,5 ≤ I sensi < 0,7 unbefriedigend 0,25 ≤ I sensi < 0,5 schlecht 09 ≤ I sensi < 0,25 Die Berechnung des Teilindex tolerante Taxa erfolgt auf Basis der Präsenz der Taxa im Vergleich zu einer typspezifischen Referenzartenliste. Die Abundanz = Individuendichte der Taxa spielt keine Rolle. Die Bewertung erfolgt durch Vergleich des Anteils toleranter Taxa an der Probe (n t ) und an der Referenzliste (r t ). In jeder Referenz-Artenliste gibt es eine definierte Anzahl toleranter Taxa (R t ) und damit einen definierten Anteil (r t ) an der Gesamtzahl N Ref der Taxa (r t = R t /N Ref ). Genauso wird die Anzahl der toleranten Taxa in der Probe (N t ) und deren Anteil an der Probe (n t = N t /N Probe ) bestimmt. Der Teilindex berechnet sich als: mit r t = Anteil der toleranten Taxa an der typspezifischen Referenzliste n t = Anteil der toleranten Taxa an der Probe R t = Anzahl toleranten Taxa der typspezifischen Referenzliste N t = Anzahl toleranter Taxa der Probe N Ref = Anzahl Taxa der typspezifischen Referenzliste N Probe = Anzahl Taxa der Probe In jeder Referenz-Artenliste gibt es eine definierte Anzahl toleranter Taxa (R t ) und damit einen definierten Anteil an der Gesamtzahl der Taxa (r t ). Zunächst wird die Anzahl der toleranten Taxa in der Probe (N t ) und deren Anteil an der Probe (n t = N t geteilt durch die Anzahl n der Taxa der Probe) bestimmt. Tab. 6: Ökologischer Zustand und Tolerante Taxa. Ökologischer Zustand Index Tolerante Taxa I tolerant sehr gut 1 ≤ I tolerant ≤ (R t x N Probe )/N Ref gut 0,556 ≤ I tolerant < 1 mäßig 3/(1/r t +2×1,8) ≤ I tolerant < 0,556 unbefriedigend 3/(2/r t +1,8) ≤ I tolerant < 0,5 schlecht r t ≤ I tolerant < 3/(2/r t +1,8) Ausnahmen: Wenn es keine toleranten Taxa in der Probe gibt und die Anzahl der Taxa in der Probe 5 oder weniger beträgt, wird der Indexwert auf 0 gesetzt (schlechter Zustand). Wenn es keine toleranten Taxa in der Probe gibt und die Anzahl der Taxa in der Probe über 5 ist, wird der Indexwert auf 0,3 gesetzt (unbefriedigender Zustand). Der Endwert des MarBIT-Systems wird durch Verrechnung der vier Teilindizes miteinander gebildet. Da die Einzelparameter über unterschiedliche Klassengrenzen und Wertebereiche verfügen, ist vor der Verrechnung eine Transformation (Normierung) auf eine gemeinsame Skala erforderlich. Diese Skala ist die EQR-Skala, welche für jeden der normierten Teilindizes sowie für den MarBIT-EQR gilt: Ökologischer Zustand Intervalle > 0,8 – 1 gut > 0,6 – 0,8 mäßig > 0,4 – 0,6 unbefriedigend > 0,2 – 0,4 schlecht 0 – 0,2 Aus den vier normierten Werten der Teilindizes wird der MarBIT-EQR als arithmetischer Mittelwert und als Median der vier Werte errechnet. Dabei gehen die Teilindizes für die Artenvielfalt (TSI), sowie die sensitiven und toleranten Taxa jeweils mit doppeltem Gewicht in den Mittelwert ein.

Die Blauschillernde Sandbiene ( Andrena agilissima ) - liebt Steilwände und Ackersenf

Mit ihren knapp eineinhalb Zentimeter Körperlänge ist die Blauschillernde Sandbiene schon eine stattliche Erscheinung. Und mit ihren dunklen Flügeln, dem schwarzblau glänzenden Hinterleib und den eingestreuten weißen Haarbüscheln ist sie schon aus größerer Entfernung als eine ganz besondere Biene zu erkennen. Da es Andrena agilissima gerne warm hat, kommt sie in Baden-Württemberg vor allem im Bodenseegebiet und entlang des Rheins vor. Man findet sie aber auch noch in anderen Flusstälern. Dabei ist diese ursprünglich gar nicht so seltene Bienenart in den vergangenen Jahren rapide zurückgedrängt worden – da rächt es sich, dass sie eine ökologische Nische besetzt, die der Mensch nicht mehr durch Nutzung pflegt: Steilwände zum Nisten und „Weideplätze“ mit Kreuzblütlern, wobei Ackersenf offenbar die wichtigste Nahrungsquelle ist. Wie können wir dieser Art helfen? Solche doch recht speziellen Kombinationen von Lebensräumen kommen von Natur aus in Auelandschaften vor – doch die sind immer seltener geworden. Leider verschwinden aber auch zunehmend die Ersatzbiotope, in denen diese Sandbiene ganz gut leben kann: Kies-, Sand und Lehmgruben, Trockenmauern, wie man sie (früher) in Weinbergen häufig fand, Hohlwege, ja sogar grob verfugte alte Häuser und Scheunen. Selbst wenn – wie etwa in geeigneten Abbaugruben – solche Nistplätze zur Verfügung stehen würden, dann fehlen oft die ebenfalls notwendigen Randfluren und ungenutzten Stellen in der Landwirtschaft, auf denen Ackersenf und andere Pollenlieferanten wachsen können. Also kann man dieser hübschen Sandbiene am besten helfen, wenn man solche speziellen Strukturen erhält oder auch neu schafft. Von Natur aus ist diese Art als Pionier etwa an die sich wechselnden Bedingungen in Auelandschaften angepasst. In Baden-Württemberg sind Aktionen im Gang, für Wildbienen und insbesondere auch für die Blauschillernde Sandbiene geeignete Biotope zu erhalten und zu pflegen. Das sind beispielsweise im Landkreis Heilbronn entsprechende geologische Aufschlüsse, Prallhänge am Neckar sowie Trockenmauern, die im Rahmen des Artenschutzprogramms gezielt gepflegt werden. Möchten Sie aktiv werden für die Blauschillernde Sandbiene? Da die natürlichen Nistmöglichkeiten für viele Wildbienen in den vergangenen Jahren stark abgenommen haben und auch Ersatz-Nistplätze sehr begrenzt sind, kann es helfen, speziell für Steilwandbewohner wie die Blauschillernde Sandbiene künstliche Nisthilfen anzubieten. Noch besser ist es, die noch vorkommenden ‚Requisiten’, also die benötigten Strukturen und Pflanzen zu schützen. So könnten beispielsweise eine zugewucherte Steilwand oder eine Trockenmauer von überhängendem Pflanzenbewuchs befreit werden. Das Bienchen ist pionierfreudig, weshalb die Chancen für eine Besiedlung eines vorbereiteten Lebensraums gut sind, vorausgesetzt die Art kommt in der Umgebung noch vor. - zurück zur Übersicht der Wildbienen-Artensteckbriefe -

FFH-Lebensraumtyp 91E0* - Auenwälder mit Erle, Esche und Weide*

Dieser FFH-Lebensraumtyp fasst Erlen- und Eschenauenwälder entlang von Fließgewässern sowie z.T. auch quellige, durchsickerte Wälder in Tälern und an Hangfüßen zusammen. Gemeinsames Kennzeichen sind die durch periodische Überflutung geprägten Standortverhältnisse. Unterschieden werden folgende Ausprägungen: Biotoptypen Baden-Württembergs Folgende Biotoptypen für die freie Landschaft, den besiedelten Bereich oder die Wälder, mit ihren Schlüsselnummern sind dem FFH-Lebensraumtyp 91E0 zugeordnet: Eine ausführliche Beschreibung aller Biotoptypen ist enthalten im Datenschlüssel Baden-Württemberg: "Arten, Biotope, Landschaft - Schlüssel zum Erfassen, Beschreiben, Bewerten" . Kennzeichnende Pflanzengesellschaften Kennzeichnende Pflanzenarten Naturschutzfachlich bedeutend sind besonders die Auen- und Uferwälder auf Standorten mit weitgehend ungestörtem Wasserhaushalt. Da die Bestände natürlichen Veränderungen wie Erosion, Ablagerungen, Überflutungen, Grundwasserschwankungen ausgesetzt sind, haben sie auch für Pionierarten eine besondere Bedeutung. Die typische Strukturvielfalt und hohe Anzahl ökologischer Nischen der Auenwälder bietet einer Vielzahl z.T. seltener Tierarten Lebensraum. Einen wichtigen Beitrag liefern diese Wälder aufgrund ihrer bandartigen Struktur auch für die Biotopvernetzung zwischen entfernten Landschaftsräumen. Auenwälder mit Erle, Esche und Weide sind nach Landesnaturschutzgesetz (NatSchG) bzw. Bundesnaturschutzgesetz (BNatSchG) geschützt. Gesamtverbreitung Der Lebensraumtyp 91E0 kommt fast überall in der EU vor, außer in der Steppen- und Schwarzmeerregion Rumäniens. Der LRT 91E0 war ursprünglich in ganz Deutschland entlang von Fließgewässern zu finden. Heute ist er am Oberlauf der Flüsse und im Bergland nur noch kleinflächig verbreitet. Im Tiefland und Unterlauf der Flüsse dagegen kommt er noch immer großflächig auf Schwemmböden vor. Verbreitung in Baden-Württemberg Auenwälder sind in mehr oder weniger ausgedehnten Beständen landesweit entlang der Fließgewässer verbreitet. Seltener sind diese lediglich auf der Schwäbischen Alb. Bestandsentwicklung in Baden-Württemberg Die Fläche und das Verbreitungsgebiet des LRT 91E0 haben sich zwischen 2012 und 2018 nicht verändert. Auf die Enwicklung des Lebensraumtyps wirkten sich Änderungen des Wasserhaushalts, des Laufs und der Struktur von Fließgewässern, des erhöhten Stoffeintrags (Eutrophierung) und der Einwanderung neuer Arten (Neophyten) negativ aus. Die Zukunftsaussichten des Lebensraumtyps werden in Baden-Württemberg daher als ungünstig-unzureichend eingestuft. Stand 2019 Gefährdungsursachen Schutzmaßnahmen Schutzprojekte FFH-Erhaltungszustand Die FFH-Richtlinie ist eine Naturschutz-Richtlinie der EU, deren Name sich von Fauna (= Tiere), Flora (= Pflanzen) und Habitat (= Lebensraum) ableitet. Wesentliches Ziel ist die Erhaltung der biologischen Vielfalt durch den Aufbau eines Schutzgebietssystems für die Lebensraumtypen des Anhangs I und Arten des Anhangs II der Richtlinie. Außerdem werden die Erhaltungszustände der Lebensraumtypen und Arten (Anhang II, IV, V) überwacht. FFH-Gebiete Karten und Steckbriefe (mit Angabe der Flächengröße, den vorkommenden LRT und Arten etc.) zu den FFH-Gebieten erhalten Sie im Daten- und Kartendienst der LUBW. Erhaltungszustand des Lebensraumtyps in Baden-Württemberg Stand 2018 Weitere Informationen zu den Erhaltungszuständen der FFH-Lebensraumtypen erhalten Sie auf den Natura 2000-Internetseiten der LUBW. Erhaltungszustand aller FFH-Lebensraumtypen in Baden-Württemberg (pdf; 0,3 MB) Beeinträchtigung von FFH-Gebieten Naturschutz-Praxis, Natura 2000: Beeinträchtigungen, Erhaltungs- und Entwicklungsmaßnahmen von Lebensraumtypen und Lebensstätten von Arten zur Umsetzung der Fauna-Flora-Habitat-Richtlinie in Baden-Württemberg - 1. Auflage 2002) Steckbrief des Lebensraumtyps 91E0 als PDF: PDF

Die Gefleckte Heidelibelle ( Sympetrum flaveolum ) - austrocknende Gewässer sind ihre Zukunft

Morgens unscheinbar bräunlich, am späten Vormittag dann leuchtend rot: ein solch temperaturabhängiges Farb-Wechselspiel präsentieren die Männchen der Gefleckten Heidelibelle. Das „gefleckt“ im Namen von Sympetrum flaveolum (lateinisch Verkleinerungsform von flavus : etwas gelb oder gelblich) bezieht sich übrigens auf die typischen gelblichen Flecken an der Basis der Flügel. Und noch etwas ist für diese bis zu dreieinhalb Zentimeter große Heidelibelle typisch: Sie hat sich zur Fortpflanzung eine ganz besondere ökologische Nische ausgesucht, nämlich trocken fallende Überschwemmungsflächen, gelegentlich auch austrocknende Wassergräben. Die Eier können, wenn das Gewässer ausgetrocknet bleibt, vermutlich mehr als einen Winter überdauern. Nach dem Schlüpfen haben es die Larven dann ziemlich eilig mit der Entwicklung, schließlich müssen sie den Wettlauf gegen das erneute Austrocknen ihres Wohngewässers gewinnen. So sind sie in nur zwei bis drei Monaten fertig – und der Kreislauf beginnt von Neuem. Die erwachsenen Tiere findet man übrigens oft recht weit von ihren Schlupfhabitaten entfernt, so beispielsweise in Getreidefeldern. Wie können wir dieser Art helfen? Die ehemals recht häufige Gefleckte Heidelibelle ist heute in Baden-Württemberg vom Aussterben bedroht. Da hilft ihr selbst eine so ausgeklügelte und anpassungsfähige Fortpflanzungsweise nichts: Wenn es keine Gewässer und Überschwemmungsflächen mehr gibt, die regelmäßig austrocknen dürfen, dann hat diese Art auch keinen Lebensraum mehr. Aber Überschwemmungen sind nicht mehr erwünscht, sie werden durch entsprechende Eingriffe in den Wasserhaushalt sowie durch großräumige Absenkung von Grundwasserständen weitgehend vereitelt. Die Neuanlage von kleinen Stehgewässern als Ersatzbiotope hilft leider nicht weiter. So bleibt als Hilfe für diese Art nur – neben dem Erhalt vorhandener Überschwemmungsflächen – die Regeneration ehemaliger Flutmulden. Oder auch die Anlage neuer, ausreichend großer künstlicher Überschwemmungsflächen, so wie dies mancherorts in Baden-Württemberg bereits geschehen ist. Im Artenschutzprogramm des Landes Baden-Württemberg sind bereits 28 lokale Vorkommen in Bearbeitung, Dies bedeutet, dass für sie Schutzmaßnahmen konzipiert und nach und nach umgesetzt werden. Möchten Sie aktiv werden für die Gefleckte Heidelibelle? Vorhandene Überschwemmungsflächen mit Großseggenrieden sollten gepflegt, also von Gehölzen oder Großröhrichten frei gehalten werden. Wenn Naturschutzorganisationen diese Pflege übernehmen, dann können Sie sich bei diesen Arbeiten gerne engagieren. - zurück zur Übersicht der Libellen-Artensteckbriefe -

Management- und Maßnahmenblatt

Bisam – Management- und Maßnahmenblatt zu VO (EU) Nr. 1143/2014 Seite 1 Bisam Management- und Maßnahmenblatt 1. Metainformationen 1.1. Dokument Management- und Maßnahmenblatt zur Verordnung (EU) Nr. 1143/2014 1.2. Rechtlicher Bezug •Verordnung (EU) Nr. 1143/2014, hier „VO“ genannt •Durchführungsverordnung (EU) 2016/1141, aktualisiert durch die Durchführungsverordnung (EU) 2017/1263, hier „Unionsliste“ genannt 1.3. Version Nach Öffentlichkeitsbeteiligung, Stand Mai 2019 1.4. Ziele dieses Dokumentes Das vorliegende Dokument beschreibt die Managementmaßnahmen nach Art. 19 der VO. 2. Artinformationen 2.1. Betroffene Art/Artengruppe Bisam 2.2. Wissenschaftlicher Name Ondatra zibethicus (Linnaeus, 1766) 2.3. Status, Verbreitung und Datenlage Status in Deutschland: Etabliert Status und Verbreitung im Bundesland: Siehe länderspezifische Anlage Datenlage: Überwiegend gesichert Bisam – Management- und Maßnahmenblatt zu VO (EU) Nr. 1143/2014 Seite 2 2.4. Wesentliche Einbringungs-, Ausbringungs- und Ausbreitungspfade Der ursprünglich nur in Nordamerika beheimatete Bisam breitete sich nach der Freisetzung von Einzeltieren 1905 in der Nähe von Prag und später durch Freikommen aus Zuchtanlagen (Pelzproduktion) in Frankreich und Belgien eigenständig und massiv in Europa aus. Er besetzt freie ökologische Nischen, besiedelt Fließ- und Stillgewässer mit reicher Ufervegetation und lebt auch an den durch die Gezeiten beeinflussten salzhaltigen Gewässern. Heute ist die Art in Deutschland weit verbreitet. Seit dem Ersten Weltkrieg finden u. a. aus Gewässerufer- und Hochwasserschutzgründen intensive Bekämpfungsmaßnahmen statt. Seit dem Auslaufen der Bundesregelung zur Bekämpfung des Bisams zum 31.12.1999 obliegt die Bisambekämpfung den einzelnen Bundesländern und erfolgt i.d.R. über die Gewässer- und Anlagenunterhaltung. Die Bekämpfungsmaßnahmen finden in den Bundesländern in sehr unterschiedlicher Intensität statt. So wurden z. B. in 2016 in Niedersachsen 120.679 Bisams durch 6 hauptamtliche und ca. 850 ehrenamtliche Bisamjäger/-fänger und in Brandenburg 3.065 Bisams durch 13 haupt- und ehrenamtliche Bisamjäger/-fänger erlegt. 3. Nachteilige Auswirkungen Nachteilige Auswirkungen auf Ökosysteme: • Der Fraß an Ufer- (insbesondere Röhricht) und/oder Schwimmblatt- bzw. Unterwasserpflanzen durch Bisams kann gebietsweise bestandsschädigend sein. • Insbesondere im Winter ernährt sich die Art zusätzlich von Muscheln und Krebstieren. Bei ohnehin gefährdeten, lokalen Beständen wie z. B. der Flussperlmuschel (Margaritifera margaritifera), der Gemeinen Flussmuschel (Unio crassus) oder des Edelkrebses (Astacus astacus) ist dies problematisch. Nachteilige Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit: • Bisams können Zwischenwirt für den Fuchsbandwurm (Echinococcus multiocularis) sein und damit den Infektionskreislauf dieses Parasiten in Gang halten. In Ausnahmefällen infizierten sich Bisamfänger, die ihre Beute abbalgten, mit Leptospirose und Tularämie. Bisam – Management- und Maßnahmenblatt zu VO (EU) Nr. 1143/2014 Seite 3 Nachteilige Auswirkungen auf die Wirtschaft: • Die Auswirkungen im Hochwasserschutz und an Gewässern sind erheblich. Durch Grabetätigkeit und die Anlage umfangreicher Erdbauten kommt es zu Destabilisierungen bis hin zu Unterspülungen und Einstürzen in Ufer- und Deichbereichen, an Verkehrswegen und an gewässerangrenzenden Nutzflächen. 4. Maßnahmen 4.1. Ziele des Managements Ziel der benannten Maßnahmen ist es, die von der Art ausgehenden negativen Auswirkungen und Risiken für die Biodiversität zu reduzieren und zu minimieren unter Berücksichtigung der Verhältnismäßigkeit und der Auswirkungen auf die Umwelt und der Kosten. Ziele der Maßnahmen im Sinne des Art. 19 der VO sind: • die Bekämpfung der Art zum Schutz naturschutzfachlich bedeutsamer Vegetationsbestände und in Vorkommensgebieten gefährdeter Großmuschel- und Krebsarten, • die Verhinderung der Weiterverbreitung über geographische Grenzen, die der Bisam nicht oder nur sehr schwer eigenständig überwinden kann. 4.2. Managementmaßnahmen M 1: Öffentlichkeitsarbeit Beschreibung: Information der Öffentlichkeit über die Invasivität der Art und die damit verbundenen Auswirkungen auf die Biodiversität an von Bisams besiedelten Gewässern. Aufklärung über geltende rechtliche Restriktionen, wie Besitz-, Handels- und Transportverbote. Aufwand und Wirksamkeit: Geringe Kosten mit hohem Nutzen. Wirkung auf Nichtzielarten: Keine Erfolgskontrolle: Nicht möglich M 2: Bekämpfung mit Fallen durch erfahrene Bisamfänger

Tide-Weiden-Auwälder an der Ems – wertvoller Lebensraum mit Wachstumspotenzial

Von Sabine Zeiß und Hans-Jürgen Zietz Im dynamischen Bereich zwischen Fluss und Meer stellen Tide-Weiden-Auwälder einen besonders wertvollen und zugleich stark bedrohten Lebensraum dar. Ein im Rahmen des Verfahrens zur Flexiblisierung der Staufunktion des Emssperrwerks erstelltes NLWKN-Gutachten bestätigt die diesbezügliche Verträglichkeit der geplanten Änderungen. Es zeigt aber auch auf, wo Potenziale für eine aus Perspektive des Naturschutzes erforderliche Vergrößerung der Auwald-Flächen an der Unterems liegen – und wie ihre positive Entwicklung begünstigt werden kann. Im dynamischen Bereich zwischen Fluss und Meer stellen Tide-Weiden-Auwälder einen besonders wertvollen und zugleich stark bedrohten Lebensraum dar. Ein im Rahmen des Verfahrens zur Flexiblisierung der Staufunktion des Emssperrwerks erstelltes NLWKN-Gutachten bestätigt die diesbezügliche Verträglichkeit der geplanten Änderungen. Es zeigt aber auch auf, wo Potenziale für eine aus Perspektive des Naturschutzes erforderliche Vergrößerung der Auwald-Flächen an der Unterems liegen – und wie ihre positive Entwicklung begünstigt werden kann. Wie alle Ästuare verbindet auch das der Ems die Lebensräume zwischen Fluss und Meer und zeichnet sich insbesondere durch eine hohe Dynamik aus. Der Wechsel von Ebbe und Flut oder die Veränderungen von Wasserströmungen und Salzgehalten stellen nur einige Faktoren dar, welche die Lebensbedingungen der Tiere und Pflanzen, die hier beheimatet sind, prägen. Zu den Lebensgemeinschaften, die sich in besonderer Weise an diesen stetigen Wandel ihrer Wachstumsbedingungen angepasst haben, gehören auch die Tide-Weiden-Auwälder – heute einer der seltensten und am stärksten bedrohten Lebensräume Deutschlands. Dieser Biotoptyp steht als Bestandteil des prioritären Lebensraumtyps 91E0* unter dem strengen europäischen Schutzregime der Fauna-Flora-Habitat-Richtlinie . Ein Tide-Weiden-Auwald (Biotoptyp WWT) am Vellager Altarm der Ems (Bild: Hans-Jürgen Zietz/NLWKN) Natürlicherweise würden diese Auwälder weite Teile der Unteremsaue bedecken. Deichbau und die landwirtschaftliche Nutzung der Vorländer haben sie aber weitgehend verschwinden lassen, so dass sich heute vor den Deichen nur noch wenige kleinflächige Vorkommen finden lassen. Diese Bestände bedürfen des besonderen Schutzes und auch der Vergrößerung. Im Zusammenhang mit dem Planfeststellungsverfahren zur Flexibilisierung der Staufunktion des Emssperrwerks übernahm der Bereich Regionaler Naturschutz des NLWKN am Standort Brake-Oldenburg die Aufgabe, die möglichen Auswirkungen der Flexibilisierung auf die Tideauwälder zu ermitteln und zu bewerten. Im gleichen Zuge sollten auch die ökologischen Grundbedingungen für den Erhalt und die Vergrößerung der vorhandenen Bestände ermittelt werden. Dieser Punkt ist ein Beitrag zur FFH-Managementplanung im FFH-Gebiet Unterems und Außenems, die in diesem Bereich maßgeblich vom Landkreis Leer als unterer Naturschutzbehörde verantwortet wird. Tide-Auwälder weisen einige markante Eigenheiten auf: Die vorkommenden Weiden-Arten tolerieren häufige und dynamische Überflutungen, wie sie besonders in Ufernähe und entlang von Prielen und Altarmen auftreten. Als Charakterart der Tide-Weiden-Auwälder ist die Silber-Weide mit ihren seidenhaarigen, schmal-lanzettlichen Blättern besonders auffällig. Bei höheren Fluten entstehen in der Tideaue durch Erosions- und Sedimentationsprozesse Bereiche mit offenen Rohböden, welche von Pionierarten – zu denen viele Weiden-Arten zählen – neu besiedelt werden können. Die besondere Strukturvielfalt und hohe Anzahl ökologischer Nischen (Kleinstlebensräume) der Weiden-Auenwälder bieten einer Vielzahl z.T. seltener Tierarten Lebensraum. Dazu zählen beispielsweise der Biber und die Teich-Fledermaus, Vogelarten wie Kleinspecht, Pirol und Nachtigall, aber auch Käferarten, die totholzreiche Biotope benötigen und weitere Tierartengruppen, die sich in dem ausgeglichenen, feuchten Klima der Auenwälder wohlfühlen. Das vom NLWKN erstellte Fachgutachten zeigt auf, dass die geplante Flexibilisierung der Staufunktion keine signifikanten Auswirkungen auf die Auwälder haben wird. Im zweiten Teil des Gutachtens wurde in Zusammenarbeit mit dem Aufgabenbereich Landesweiter Naturschutz festgestellt, dass zur Erfüllung der Forderungen der FFH-Richtlinie eine Flächenvergrößerung erforderlich ist. Das Gutachten ermittelte hierfür geeignete Suchräume. Es machte zudem ergänzende Vorschläge für entsprechende Maßnahmen wie das Zulassen einer Fließgewässer- und Hochwasserdynamik z.B. durch den Rückbau von Uferbefestigungen, die Erhöhung des Anteils an Altholz sowie ein Belassen von liegendem und stehendem Totholz und die Förderung der Biotopvernetzung durch den Erhalt auch kleinerer Bestände. Alle diese Inhalte sollen jetzt in einen von der unteren Naturschutzbehörde aufzustellenden Managementplan eingespeist werden. Im Rahmen der Aufstellung des Managementplans gilt es allerdings auch Konflikte zu lösen, die sich bei einer natürlichen Vegetationsentwicklung in den Deichvorländern mit den Belangen des Hochwasserschutzes ergeben. Aus der Sicht vieler Deichverantwortlicher geben Wälder im Vorland, und insbesondere solche mit Alt- und Totholz, Anlass zu der Sorge, es könnten bei Sturm Stämme gegen den Deich getrieben werden und diesen beschädigen. Zwischen dem daraus resultierenden Interesse, Alt- und Totholz vorsorglich zu entfernen sowie neuen Gehölzaufwuchs zu verhindern, und der Wahrung und Wiederherstellung des günstigen Erhaltungszustandes des Lebensraumtyps besteht ein Widerspruch, der im Rahmen der Managementplanung bewältigt werden muss. Die Ockergelbe Escheneule (Atethmia centrago), ein in Niedersachsen als stark gefährdet eingestufter Nachfalter, kommt in den Weiden-Auwäldern im Emsästuar vor (Bild: C. Heinecke). Weiden-Auwälder weisen ein ausgeglichen-feuchtes Innenklima und vielgestaltige Kleinsthabitate auf (Bild: Hans-Jürgen Zietz/NLWKN). Echte Engelwurz (Angelica archangelica) im Übergangsbereich zwischen Weiden-Auwald und Röhricht (Bild: Hans-Jürgen Zietz/NLWKN). Silber-Weiden (Salix alba) im Vorland bei Coldam (Bild: Hans-Jürgen Zietz/NLWKN).

Effect of habitat fragmentation on reptiles in South East Asia

Das Projekt "Effect of habitat fragmentation on reptiles in South East Asia" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Zoologisches Forschungsmuseum Alexander König - Leibniz-Institut für Biodiversität der Tiere durchgeführt. Fragmentation of the natural environment has contributed to major biodiversity loss in South East Asia. Reptiles represent a significant biomass and occupy important functions in our ecosystem. However, these organisms are highly sensitive to relatively minor changes in temperature and habitat alteration. In this study we will investigate the effects of habitat fragmentation and potentially climate change on agamids at several sites in Southeast Asia. We will identify the species richness of agamids, their habitat use, and their diet. By using morphometrics, we aim to correlate morphology and habitat use and diet to explore the ecological niches these lizards occupy. We will also test for microhabitat preferences and optima to understand the ecological impacts on these species caused by forest fragmentation. We hope to use this approach to lay the foundations for macro-ecological modelling proving insights into future distributions and the impact of habitat connectivity.

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