Übergangsgewässer sind durch eine besondere Verzahnung ganz verschiedener Lebensräume (Wattenmeer, Ströme/Flüsse) gekennzeichnet. Aus diesem Grund setzt sich auch die Fischfauna der Übergangsgewässer durch sehr unterschiedliche „Nutzergruppen“ zusammen. Dabei fungiert das Ästuar für Wanderarten wie z. B. Lachs, Meerforelle oder Neunaugen als Wanderkorridor zu ihren in den Oberläufen der Flüsse gelegenen Laicharealen, bzw. zu ihren marinen Lebensräumen (Rückwanderung). Sehr bedeutsam sind die Ästuare für Wanderarten, deren Reproduktions- und Aufwuchshabitate ausschließlich im Ästuar lokalisiert sind (z. B. Finte, Stint). Die Laichplätze der Stinte, die im frühen Frühjahr die Ästuare aufwärts wandern, befinden sich im Süßwasserabschnitt, wo sie ihre Eier über sandigem/kiesigem Grund ablegen. Finten laichen im späteren Frühjahr (Mai) im Bereich der limnischen-oligohalinen Zone, also am stromauf befindlichen Ende des Übergangsgewässers. Sie geben ihre Eier ins freie Wasser ab, so dass sie mit dem Tidestrom verdriften. Im Verlauf des Sommers wandern die Jungfische der Stinte und Finten in Richtung Wattenmeer ab. Für eine erfolgreiche Reproduktion sind neben geeigneten Laichplätzen, u. a. ausreichende Nahrungsbedingungen sowie ausreichende Sauerstoffbedingungen erforderlich. Neben den diadromen Spezies sind auch die „ästuarinen Residenten“, d. h. Arten, die nahezu ihren gesamten Lebenszyklus in den Ästuaren vollziehen, eine wichtige Gruppe, deren Präsenz oder Fehlen Hinweise auf die ökologische Qualität des Wasserkörpers liefern können. Hierzu gehören z. B. die bodenlebenden Grundeln (u. a. Sand- und Strandgrundel), Großer Scheibenbauch oder Aalmutter; letztere Arten bevorzugen u. a. zur Reproduktion, die im Meso- bzw. Polyhalinikum erfolgt, hartsubstratreiche Habitate, die heute allerdings nicht mehr uneingeschränkt zu Verfügung stehen. Für Übergangsgewässer charakteristisch sind auch Arten mariner Gilden (marin-juvenil, marin-saisonal). Zu diesen zählen Hering oder Sprotte, deren Juvenile im Meso- Polyhalinikum in hohen Anzahlen auftreten können und die Ästuare temporär als Aufwuchsareal nutzen. Ausreichende Nahrungsbedingungen sowie ausreichende Wasserqualität sind zur Erfüllung dieser Funktion Voraussetzung. Die Übergangsgewässer übernehmen also für eine Reihe von Fischarten unverzichtbare ökologische Funktionen. Hierzu gehören sowohl die Funktionen z. B. als Reproduktions-, Aufwuchs- und Nahrungsareal als auch die Funktion als Adaptions- und Transitroute für Langdistanzwanderer. Einige Arten (z. B. Grundeln, Aal, Flunder) sind anspruchsloser und weisen mit Blick auf ihre Habitatansprüche eine höhere ökologische Plastizität auf, andere sind dagegen obligatorisch an bestimmte Habitatbedingungen (z. B. Strömung, Sauerstoff, Salinität, strukturelle Bedingungen) angepasst (z. B. Finte, Stint, Großer Scheibenbauch). Die freie Durchwanderbarkeit der Ästuare, sowohl hinsichtlich physischer als auch physiko-chemischer Aspekte, ist dabei eine Grundvoraussetzung für den Erhalt bzw. die Entwicklung der Populationen anadromer Langdistanzwanderer. Bereits in der Vergangenheit sind Fische häufig mit verschiedenen multimetrischen Ansätzen zur Beurteilung von Gewässern herangezogen worden. Anzeichen für Belastungen der Gewässer sind z. B. Rückgang der Artenvielfalt, Häufigkeit von Arten und/oder Veränderungen in der Altersstruktur. Mit Inkrafttreten der WRRL wurden standardisierte Bewertungsverfahren erforderlich. Da sich Übergangsgewässer durch das dynamische Zusammentreffen limnischer und mariner Elemente auszeichnen, sind sie ein Lebensraum ganz eigener Prägung. Dies gilt auch für die dortige Fischfauna. Diese eigene Ausprägung macht im Hinblick auf die Bewertung der Qualitätskomponente Fischfauna einen spezifischen Ansatz erforderlich. Das Verfahren zur Bewertung von Fischen in Übergangsgewässern FAT-TW (Fishbased Assement Tool - Transitional Waters) umfasst: Entwicklung eines WRRL-konformen Bewertungsverfahrens für Übergangsgewässer (Typ T1 und T2). Festlegung einer an das Verfahren angepassten standardisierten Befischungsmethodik standardisierte Aufbereitung und taxonomische Bearbeitung des Fanges automatisierte Bewertung
Der Teichfrosch wird im Gegensatz zur letzten Roten Liste von Kühnel et al. (2009) in der vorliegenden Fassung der Gattung Pelophylax zugeordnet. Zuvor wurde der Name Rana kl. esculenta Linnaeus, 1758 genutzt. Der in Deutschland nahezu flächendeckend verbreitete Teichfrosch ist keine Art, sondern eine Hybridform, die ursprünglich aus Kreuzungen zwischen dem Kleinen Wasserfrosch (P. lessonae) und dem Seefrosch (P. ridibundus) hervorgegangen ist. Aufgrund seiner besonderen Reproduktionsweise (Hybridogenese) ist P. esculentus nicht auf kontinuierlichen hybridogenen Nachwuchs der beiden Elternarten angewiesen, sondern kann sich auch mit jeweils einer seiner Elternarten durch Rückkreuzung reproduzieren. Er lebt also entweder gemeinsam mit P. lessonae in einem Habitat in sogenannten L-EPopulationen oder mit P. ridibundus in R-E-Populationen (Uzzell & Berger 1975). Darüber hinaus ist der Teichfrosch in der Lage, reine Hybridpopulationen zu bilden, in denen triploide Individuen (Tiere mit drei Chromosomensätzen) die Elternarten funktionell-genetisch ersetzen (Übersicht bei Plötner 2005). Das deutsche Teilareal repräsentiert mehr als 10 % des Gesamtareals und liegt im Arealzentrum (Plötner 2005). Deshalb ist Deutschland in hohem Maße für die weltweite Erhaltung dieser Hybridform verantwortlich. Aufgrund seines hohen Heterozygotiegrades und der daraus resultierenden großen ökologischen Plastizität kann P. esculentus ein breites Spektrum an Habitaten besiedeln (Günther 1990, 1996 d). Im Gegensatz zu seinen Elternarten kommt er selbst in stark anthropogen beeinflussten und offensichtlich auch in schadstoffbelasteten Gewässern vor. Die weit verbreitete Form zeigt eine TK25-Q-Rasterfrequenz (Zeitraum 2000 – 2018) von 49,91 % und ist demnach in die Kriterienklasse „häufig“ einzustufen. Dennoch wurden auch beim Teichfrosch vor allem in intensiv landwirtschaftlich genutzten Regionen Populationsrückgänge verzeichnet, so dass für den langfristigen Bestandstrend ein Rückgang unbekannten Ausmaßes und für den kurzfristigen Bestandstrend eine mäßige Abnahme angenommen wird. Insgesamt ergibt sich die Rote-Liste-Kategorie „Ungefährdet“. Im Vergleich zur Roten Liste von 2009 wird die aktuelle Bestandssituation nunmehr mit „häufig“ und der kurzfristige Bestandstrend mit „mäßige Abnahme“ beurteilt (2009: „sehr häufig“ und „gleich bleibend“). Der langfristige Bestandstrend wird nun als „Rückgang unbekannten Ausmaßes“ eingestuft (2009: „mäßiger Rückgang“). Trotz dieser Änderungen bleibt die Rote-Liste-Kategorie „Ungefährdet“ bestehen. Wie bei ihren Elternarten sind auch bei der Hybridform Bestandsrückgänge primär auf die Zerstörung und Verschmutzung der Laichgewässer und Landlebensräume zurückzuführen. Dort wo der Teichfrosch auf den Kleinen Wasserfrosch als Reproduktionspartner angewiesen ist, hängt seine Existenz letztlich von den Gewässertypen ab, die auch für diese Elternart gut geeignet sind (Zahn & Wagensonner 2019). Da Teichfrösche während ihrer saisonalen Wanderungen oft Straßen überqueren, befinden sie sich regelmäßig unter den Verkehrsopfern (Blab 1982). Gefahren gehen auch von bestimmten Bauwerken aus (z. B. steilwandige Betonkanäle und Gruben, offene Schächte), in die wandernde Tiere fallen und in denen sie dann verenden (Zech 1993). Auf Gefahren, die von wasserbaulichen Anlagen ausgehen, weisen Schneeweiß & Wolf (2016) hin (siehe Artkapitel zum Seefrosch, Kap. 3.17). Gartenteiche, in denen während lang anhaltender Frostperioden nicht für eine ausreichende Zufuhr an atmosphärischem Sauerstoff gesorgt wird, können ebenfalls zur tödlichen Falle für Tiere werden, die im Schlamm überwintern (Erstickungstod). In jüngerer Zeit wurde aus Dänemark und den Niederlanden über hohe Mortalitäten bei Wasserfröschen im Zusammenhang mit Ranavirus-Infektionen berichtet (Ariel et al. 2009, Kik et al. 2011, Rijks et al. 2016). Obwohl aus Deutschland solche Fälle bisher nicht bekannt geworden sind, ist dennoch davon auszugehen, dass dieses Virus aufgrund seiner offensichtlichen Infektiosität und Pathogenität auch für einheimische Teichfroschpopulationen eine potenzielle Gefährdungsursache darstellt. Auch für den Teichfrosch steht der Schutz der aquatischen Lebensräume an erster Stelle. Dabei ist der Fokus auf solche Gewässer zu richten, die einen hohen Reproduktionserfolg ermöglichen und die oft Ausgangspunkt für die Besiedlung weiterer Gewässer durch Teichfrösche sind (Zahn 1996). In der Umgebung von Laichgewässern ist auf den Einsatz von Pflanzenschutzmitteln, Mineraldüngung und das Ausbringen von Gülle zu verzichten. Besiedelte Gartenteiche sollten während der Wintermonate mit einem Eisfreihalter versehen und nach Möglichkeit auch belüftet werden. Wasserbauliche Anlagen sind so zu gestalten, dass Amphibien diese selbständig verlassen können; andernfalls sind spezielle Ausstiegshilfen zu integrieren.
Der Kleine Wasserfrosch wird im Gegensatz zur letzten Roten Liste von Kühnel et al. (2009) in der vorliegenden Fassung der Gattung Pelophylax zugeordnet. Zuvor wurde der Name Rana lessonae Camerano, 1882 genutzt. Das deutsche Teilareal repräsentiert mehr als 10 % des Gesamtareals und liegt im Arealzentrum (Plötner 2005). Somit ist Deutschland in hohem Maße für die weltweite Erhaltung der Art verantwortlich. Der Kleine Wasserfrosch wurde in allen Bundesländern nachgewiesen. Seine Verbreitungsschwerpunkte liegen in Mittel- und Süddeutschland. In weiten Teilen Nordwestdeutschlands kommt P. lessonae nicht vor (Günther 1996 b). Die aktuelle Bestandssituation (TK25-Q Rasterfrequenz 2000 – 2018: 10,18 %, Kriterienklasse „selten“) ist aufgrund defizitärer und teilweise fehlerbehafteter Daten nur schwer einschätzbar. Bei vielen der gemeldeten P. lessonae-Beobachtungen dürfte es sich nämlich um P. esculentus gehandelt haben, da triploide Teichfrösche (sogenannte LLR-Genotypen) oft lessonae-ähnliche Merkmale (Gelbfärbung der Flanken und Oberschenkel, helle Schallblasen, großer und hoch gewölbter Fersenhöcker) aufweisen (Plötner 2010). Andererseits wird P. lessonae, der in Deutschland immer syntop mit dem Teichfrosch vorkommt, auch häufig übersehen, vor allem in Vorkommen, die nur geringe lessonae-Anteile aufweisen. Aufgrund der Bestimmungsproblematik (z. B. Tecker et al. 2017) wurde bei vielen Amphibien-Erfassungen erst gar nicht zwischen Teich- und Kleinem Wasserfrosch differenziert, so dass sich hinter „Wasserfrosch“-Nachweisen mitunter auch P. lessonae verbergen kann. Trotz dieser Einschränkungen erscheint das Ergebnis der Rasterfrequenzanalyse plausibel. Beim langfristigen Bestandstrend wird von einem Rückgang unbekannten Ausmaßes ausgegangen. Ein Rückgang kann aus dem zum Teil massiven Verlust von lessonae-typischen Laichgewässern (kleinere, pflanzenreiche, schwach saure bis saure, oligotrophe bis mesotrophe Gewässer mit moorigem Einzugsbereich) seit den 1960er Jahren abgeleitet werden. Dies ist beispielsweise für die Toteiskessel des Alpenvorlandes gut dokumentiert (Zahn et al. 2019). Lokale Populationsabnahmen sprechen dafür, dass auch der kurzfristige Bestandstrend bundesweit negativ ist, das genaue Ausmaß der Abnahme ist jedoch nicht bekannt. Insgesamt ergibt sich die Rote-Liste-Kategorie „Gefährdung unbekannten Ausmaßes“. Im Vergleich zur vorherigen Roten Liste wird die aktuelle Bestandssituation mit „selten“ und der kurzfristige Bestandstrend mit „Abnahme unbekannten Ausmaßes“ beurteilt (2009: „mäßig häufig“ und „gleich bleibend“). Die Einstufung in die Rote-Liste-Kategorie ,,Gefährdung unbekannten Ausmaßes“ ändert sich dadurch nicht. Der Kleine Wasserfrosch ist vor allem durch den Verlust und die Verschmutzung seiner Laich- und Wohngewässer sowie durch deren Nutzungsänderung (Fischbesatz, Umwandlung in Fischteiche) gefährdet (Plötner 2010, Zahn 2019). Gewässerverluste sind auf Meliorations- und Baumaßnahmen, sowie beschleunigte Sukzession bis zur Verlandung infolge hoher Nährstoffeinträge und in jüngerer Zeit auch infolge des Klimawandels zurückzuführen. In intensiv landwirtschaftlich genutzten Gebieten dürfte der regelmäßige Einsatz von Pestiziden und synthetischen Düngemitteln nicht unerheblich zum Rückgang der Art beitragen. Negative Effekte hat zudem die Umwandlung von artenreichen Wiesen in strukturarmes Grün- oder Ackerland. Eine Verdrängung durch den Teichfrosch im Zusammenhang mit dessen hybridogenetischen Reproduktionsmodi (Übersicht bei Plötner 2005) und der großen ökologischen Plastizität der Hybridform wird ebenfalls als potenzieller Gefährdungsfaktor diskutiert (Günther 1990, Plötner 2018). Der konsequente Schutz der Laich- und Wohngewässer ist zweifellos die wichtigste Maßnahme zum Schutz der Art. Oft sind wenige Gewässer mit optimalen Bedingungen für die Reproduktion (besonnt, reich an submerser Vegetation, ohne Fischbesatz) für die Existenz einer Metapopulation entscheidend. Bei Amphibien-Erfassungen sollten solche Gewässer identifiziert (Quantifizierung des Reproduktionserfolgs) und in den Fokus von Schutzmaßnahmen gestellt werden. Auf den strengen Schutz individuenreicher Wasserfroschpopulationen mit hohen Anteilen des Kleinen Wasserfroschs sollte deshalb besonders geachtet werden (Günther 1996 b). Entsprechend den örtlichen Gegebenheiten sind alle Möglichkeiten zur Verbesserung der Wasserbilanz zu nutzen. Keinesfalls dürfen die Gewässer über mehrere Jahre vollständig austrocknen. Verlandungstendenzen sind durch gezielte Maßnahmen, wie Anstauen der Gewässer, Entschlammung und Entlandung, entgegenzuwirken. Die Besonnung der Laichplätze sollte insbesondere bei kleineren Gewässern in Wäldern verbessert werden. Bei Anlage neuer Kleingewässer sind die artspezifischen Habitatansprüche zu berücksichtigen (Zahn 1996, Zahn 1997, Zuppke & Seyring 2015 a). Die Einrichtung von Pufferzonen um die Gewässer, in denen keinerlei Einsatz von Pestiziden und Düngemitteln erfolgen darf, und die Umwandlung von Äckern in artenreiches, extensiv bewirtschaftetes Grünland tragen zur Verbesserung der Qualität der terrestrischen Lebensräume bei. Generell sollten Landlebensräume, die unmittelbar an Laichgewässer grenzen, nur extensiv bewirtschaftet werden. In Agrarlandschaften sollten Wanderkorridore (Weg- und Ackerrandstreifen, Gräben, Hecken) zwischen Gewässern und Wäldern (Überwinterungsgebieten) gefördert werden (Zahn 2019).
Das Projekt "CoForChange: Diagnose- und Entscheidunginstrumente zur Abmilderung der Folgen des Klimawandels auf die Biodiversität der Wälder des Kongobeckens" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Bayreuth, Fachgruppe Biologie, Bayreuther Zentrum für Ökologie und Umweltforschung (BayCEER), Lehrstuhl für Pflanzenökologie durchgeführt. Wie, warum und wo überleben Baumarten zunehmenden Stress? Das Projekt wird in in Zusammenarbeit mit einem Konsortium europäischer Institutionen durchgeführt.
Das Projekt "Teilprojekt: Effekte von Störung, Ansaat und Landnutzungsintensität auf die Neuformierung von Pflanzengemeinschaften und Ökosystemfunktionen im Grünland (ESCAPE II) (Effekte von Störung und Ansaat auf Zusammensetzung und Ökosystemfunktionen von Pflanzengemeinschaften (ESCAPE))" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Münster, Institut für Landschaftsökologie, Arbeitsgruppe Biodiversität und Ökosystemforschung durchgeführt. Das Project ESCAPE II beabsichtigt Beziehungen zwischen der Vegetationszusammensetzung und einer Vielzahl von Ökosystemfunktionen in Abhängigkeit von Landnutzungsintensität und Pflanzendiversität zu untersuchen. Ein besonderer Fokus wird auf die Resilienz dieser Funktionen und Beziehungen und auf Effekte experimentell erhöhter Pflanzendiversität gelegt. Hierfür soll das Monitoring des neu etablierten Ansaat- und Störungs-Experiments SADE mit ergänzenden Analysen auf Ebene der Experimentier-Plots sowie durch experimentelle Pflanzengemeinschaften (Mesokosmen) kombiniert werden. Während der letzten Projektphase gelang es uns in enger Kooperation mit dem Zentralprojekt Botanik dieses umfassende Experiment zu installieren, welches nun als einzigartige Plattform für die gemeinsame Erforschung der funktionalen Rolle von Pflanzendiversität Grünland zur Verfügung steht. Erste Ergebnisse weisen bereits auf deutlich erhöhte Artenvielfalt in eingesäten und gestörten Flächen hin. Des Weiteren zeigen unsere bisherigen Arbeiten starke Effekte der Pflanzendiversität auf verschiedene Ökosystemfunktionen; beispielsweise wiesen Abundanzen von 13C und 15N in der Pflanzenbiomasse auf verminderten Trockenstress und eine vollständigere Ausnutzung von N unter höherer Artenzahl hin. Zudem konnten wir belegen, dass auf gestörten Flächen des SADE Experiments mehr N in tiefere Bodenbereiche gelangt, besonders auf stark gedüngten Flächen. In einem Experiment mit Grassoden konnten wir erhöhte Verluste von N bei der Kombination von Düngung und Trockenheit feststellen, welche jedoch durch eine höhere Pflanzendiversität abgemildert wurden. In der neuen Projektphase planen wir das SADE Experiment, in dem die Erhöhung der Pflanzendiversität nun zunehmend wirksam wird, zu nutzen, um die funktionale Relevanz der Diversität für Grünlandökosysteme mechanistisch zu erforschen. Im Detail werden wir dabei die Vegetationsentwicklung nachverfolgen, den Samenanflug erfassen, 13C und 15N sowie die Menge und Qualität der Biomasse analysieren und Nährstoffrückhalt und Streuabbau quantifizieren. In einem ergänzenden Mesokosmen-Experiment werden wir speziell den Mechanismus der Nährstoff-Partitionierung in Beziehung zur Pflanzendiversität, zur Düngungsintensität sowie dem Klima (Trockenheit) untersuchen.Unsere zentralen Hypothesen sind, dass i) zahlreiche Ökosystemfunktionen und deren Resilienz positiv von der Pflanzendiversität beeinflusst werden; ii) dass Landnutzungsintensität starke direkte und indirekte Effekte auf diese Funktionen besitzt; und dass iii) die Neuformierung der Vegetation und die Erholung der genannten Funktionen nach einer Störung von der funktionalen Zusammensetzung des Samenanflug abhängen. Wie in dieser Phase werden wir die im Rahmen des SADE Experiments stattfindenden Arbeiten koordinieren und Zusammenarbeit und Syntheseaktivitäten vorantreiben.
Das Projekt "Polare Fische und der globale Wandel: Wie beeinflussen multiple Umweltressoren den Stoffwechsel arktischer & antarktischer Fische?" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Hamburg, Zentrum für Meeres- und Klimaforschung, Institut für Hydrobiologie und Fischereiwissenschaft durchgeführt. Ozeanerwärmung, -versauerung und die Umweltverschmutzung, nehmen zunehmend Einfluss auf die arktische und antarktische Umwelt. Antarktische, stenothermen Fische haben sich evolutionär an die dortigen stabilen Umweltbedingungen angepasst, welche z.B. genetische und funktionellen Veränderungen beinhalten. Diese könnten u.a. die Anpassungsmöglichkeiten antarktischer Fische gegenüber Umweltveränderungen beeinträchtigen. Vergleichsweise dazu leben arktische, gadoide Fische in einem Gebiet mir größeren Umweltschwankungen. In Anbetracht desen wird sich die Klimaveränderung wahrscheinlich unterschiedlich auf Arktische und Antarktische Fische auswirken.Das Herz-Kreislaufsystems stenothermer Fischarten ist prinzipiell nur geringfügig auf Umweltveränderungen zu reagieren. Hierbei stellt die Herzfunktion einen Schlüsselfaktor dar. Studien deuten des Weiteren auf negative und interagierende Einflüsse von Ozeanerwärmung- und versauerung auf Embryos und Larvalen polarer Fischarten hin. Die Exposition der Fische gegenüber mehreren, kombinierten Umweltstressoren kann zudem zu Verschiebungen im Energiehaushalt führen. Diese können eine verringerte Energieverfügbarkeit für andere, lebensnotwendige Funktionen zur Folge haben.Der Antrag befasst sich mit der Frage, wie sich die Umweltstressoren anthropogene Umweltverschmutzung, Klimaerwärmung und Ozeanversauerung auf den Energiestoffwechsel verschiedener Lebensstadien arktischer und antarktischer Fische auswirkt. Die Kernfragen lauten:Beeinträchtigt das Zusammenspiel multipler Stressoren den Schadstoffstoffwechsel polarer Fische? Verursachen multiple Stressoren eine Verschiebung im Energiehaushalt arktischer und antarktischer Fische? Wie beeinflussen Schadstoffe die aerobe und Herzfunktion der verschiedenen Entwicklungsstadien polarer Fische?Was für negative Folgen könnten aus ökologischer Sicht für arktische Gadoiden und antarktische Notothenioiden draus resultieren?Der Antrag soll ein grundsätzliches Verständnis für molekulare, mitochondriale, zellulare und Stoffwechselprozesse schaffen, welche der Anfälligkeit polarer Fische gegenüber Umweltstressoren zugrundeliegen. Als Maß für evolutionäre Anpassungsfähigkeit sollen die Akklimationskapazitäten der verschiedenen Lebensstadien polarer Fische untersucht werden.Für einen Breitengraden-Vergleich von Toleranzen gegenüber Umweltfaktoren konzentriert sich der Antrag auf ökologisch und biologisch vergleichbare stenotherme Arten. Somit wird eine Datengrundlage geschaffen, um die evolutionär verschiedenen aber gleichermaßen stenothermen arktische und antarktische Fische vergleichen zu können.Die in diesem Antrag eruierte physiologische Empflindlichkeit polarer Fische gegenüber Klimawandel sollen abschließend dazu dienen, die zukünftigen Risiken menschengemachter Umweltrisiken für diese Tiere abgeschätzen zu können. Schließlich wird das Projekt eine Grundlage für Management- und Schutzmaßnahmen polarer Ökosysteme gegenüber fortschreitendem globalen Wandel bilden.
Das Projekt "Teilprojekt B04: Vielfalt an hydraulischen Strategien der Bäume in intensiv genutzten und natürlichen Landschaften der Tropen" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Göttingen, Albrecht-von-Haller-Institut für Pflanzenwissenschaften, Abteilung Pflanzenökologie und Ökosystemforschung durchgeführt. Um die Resilienz wichtiger Landnutzungssysteme der Tropen gegenüber Klimaschwankungen und Klimawandel zu bewerten, untersuchen wir, wieviel funktionale Diversität im Hinblick auf die hydraulische Strategien der Bäume verloren geht, wenn artenreiche Tieflandregenwälder in Gummibaum- und Ölpalmen-Plantagen umgewandelt werden. Wir messen die Kavitationsresistenz (P50-Wert), das minimale Xylem-Wasserpotential und die hydraulische Leitfähigkeit von Zweigen, und erfassen anatomische Eigenschaften des Xylems, stomatäre Regulationsmuster und den hydraulic safety margin (HSM) in einer großen Zahl von Holzgewächsen in drei weit verbreiteten tropischen Landnutzungssystemen.
Das Projekt "ERA-NET SUMFOREST: Forstwirtschaft mit Mischwäldern - geringes Risiko, hohe Widerstandskraft (REFORM)" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität für Bodenkultur Wien, Institut für Waldwachstum, H914 durchgeführt. In dem Projekt werden tiefe Erkenntnisse über die Widerstandskraft von Mischwäldern gegenüber klimatisch bedingten Störungen gewonnen. Mit diesem Wissen werden Leitlinien zur nachhaltigen Bewirtschaftung von Mischwäldern im Kontext des Klimawandels erarbeitet. Insbesondere werden dabei die folgenden Ziele verfolgt: 1. Es wird geklärt, inwiefern die Mischung von Baumarten zu einer verminderten Vulnerabilität beitragen kann, die durch biotische und abiotische Schadfaktoren hervorgerufen wird. - 2. Es werden geeignete waldbaulichen Behandlungsprogramme definiert, mit denen die Widerstandskraft von Waldbeständen und insbesondere von Mischbeständen weiter erhöht werden kann. - 3. Es werden Modelle zur Prognose des Wachstums von Mischbeständen unter verschiedenen Klimaentwicklungsszenarien entwickelt. - 4. In Rückkopplung mit Forstpraktikern und Waldbesitzern werden verschiedene Behandlungsvarianten formuliert. Mit Hilfe von langfristigen Waldentwicklungsprognosen werden die verschiedenen Bestandesbehandlungsvarianten in ihren Auswirkungen auf die Gewährleistung ökosystemarer Funktionen (darunter Biodiversität) für verschiedene räumliche Skalenebenen evaluiert. - 5. Die Ergebnisse werden Forstpraktikern, Waldbesitzern und politischen Entscheidungsträgern anhand der Demonstrationsflächen (Fallstudien) veranschaulicht. Die Kernhypothese des Forschungsprojekts ist, dass die Vulnerabilität von Wäldern durch die Steuerung der Baumartenzusammensetzung, die Gestaltung der strukturellen Diversität und über die Intensität der Bestandesbehandlungsmaßnahmen vermindert werden kann. Insbesondere werden die folgenden Hypothesen angenommen: (H1) Der Vergleich zwischen Rein- und Mischbeständen liefert wertvolle Informationen darüber, wie existierende Methoden und Behandlungsprogramme für die Anwendung auf Mischbestände angepasst werden können. (H2) Das Ausmaß und die Hauptrichtung der wechselseitigen Beeinflussung verschiedener Baumarten in Mischwäldern hängt von der Baumartenzusammensetzung, der Mischungsform, dem Bestandesentwicklungsstadium, der Bestandesdichte und den herrschenden Klima- und Umweltbedingungen ab. (H3) Mischbestände haben eine höhere Widerstandskraft gegenüber biotischen und abiotischen Störungen. Dieses lässt sich anhand einer besseren Verjüngungsfreudigkeit, einer höheren Zuwachsleistung und niedrigeren Mortalitätsraten messen. (H4) Die Regulierung der Bestandesdichte durch waldbauliche Eingriffe vermindert die Auswirkungen von extremen Klimaereignissen, während das Schädigungsausmaß auch maßgeblich von der Baumartenzusammensetzung bestimmt wird. (H5) Mischbestände zeigen sich gegenüber Reinbeständen in ihren ökosystemaren Funktionen überlegen. Im europäischen Kontext des REFORM-Gesamtprojekts werden dadurch mancherorts Zielkonflikte aufgedeckt. (H6) Eine höhere Widerstandskraft und Stabilität von Mischwäldern bezüglich ihrer ökosystemaren Funktionen kann auch in größeren Regionen ... (Text gekürzt)
Das Projekt "Nachwuchsgruppe: Vektorbiologie der Asiatischen Tigermücke Aedes albopictus und die sozial-ökologischen Faktoren für deren Prävention und Bekämpfung in kühleren Ökoregionen" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Johann Wolfgang Goethe-Universität Frankfurt am Main, Institut für Arbeitsmedizin, Sozialmedizin und Umweltmedizin durchgeführt. Die Asiatische Tigermücke Aedes albopictus ist als Überträger von Infektionskrankheiten (beispielsweise Chikungunya und Denguefieber) von enomer gesellschaftlicher und medizinischer Relevanz. Unter der globalen Erwärmung wird sich A. albopictus und wahrscheinlich auch die assoziierten Viren in kühlere Ökoregionen ausbreiten. Um eine wissenschaftliche und technische Basis auf dem Gebiet der medizinischen Entomologie und One Health zu etablieren, fokussiert der biologische und sozio-ökologische Forschungsplan der vorgeschlagenen Nachwuchsgruppe AECO auf (i) die Vektorbiologie der invasiven Stechmücke Aedes albopictus entlang eines natürlichen Klimagradienten und (ii) sozioökologische Aspekte, welche Präventions- & Kontrollmassnahmen in einem Chikungunya- und Dengue-epidemischen Land (Nepal) beeinflussen. Das Forschungsvorhaben AECO hat konkret zum Ziel 1.) die Kältetoleranz der invasiven Stechmücke Aedes albopictus auf physiologischer, ultrastruktureller und epigenetischer Ebene zu verstehen und 2.) signifikante sozial-ökologische Faktoren für deren Prävention und Bekämpfung in verschiedenen Ökoregionen zu identifizieren und zu vergleichen.
Das Projekt "Herausforderungen Sanierung Wasserkraft" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Bundesamt für Umwelt durchgeführt. Der Bundesrat hat am 24. September 2010 beschlossen, das angepasste Gewässerschutztgesetz 'Renaturierung der Gewässer' per 1. Januar 2011 in Kraft zu setzen. Die Änderungen wurden als indirekter Gegenvorschlag zur Volksinitiative 'Lebendiges Wasser' vom Parlament im Dezember 2009 beschlossen. Die Änderungen im Gesetz betreffen u.a. die Planung und Umsetzung von Massnahmen zur Reduktion der negativen Auswirkungen der Wasserkraftnutzung (Schwall/Sunk, Geschiebe, Durchgängigkeit für Fische). Die Finanzierung dieser Massnahmen wird im Energiegesetz und -verordnung geregelt. Die Kantone sind nach Artikel 83b GSchG verpflichtet, die notwendigen Sanierungsmassnahmen zur Beseitigung von Beeinträchtigungen durch Schwall und Sunk sowie durch einen gestörten Geschiebehaushalt bei bestehenden Anlagen zu planen und die Fristen für deren Umsetzung festzulegen. Gleichzeitig mit der Planung der Sanierungsmassnahmen in den Bereichen Schwall und Sunk sowie Geschiebe planen die Kantone auch Massnahmen, die im Interesse der Fischerei gemäss Artikel 10 BGF von Inhabern von Wasserkraftwerken getroffen werden müssen. Die Dringlichkeit der Sanierung richtet sich nach dem Grad der Beeinträchtigungen und dem ökologischen Potential des betroffenen Gewässers. Die Kantone reichen die Planung bis zum 31. Dezember 2014 beim Bund ein. Bei Einhaltung der Planungsfrist erhalten die Kantone Abgeltungen für die erfolgte Planung (Art. 62c GSchG). Inhaber der Anlagen sind anschliessend verpflichtet, die Sanierung nach den Vorgaben von Artikel 39a und Artikel 43a GSchG innert einer Frist von 20 Jahren nach Inkrafttreten dieser Bestimmung durchzuführen. Inhaber von Wasserkraftanlagen erhalten von Swissgrid durch Zuschlag von 0.1 Rp/kWh die Sanierungskosten vollständig entschädigt. Projektziele: Das Ziel dieser Aktivität ist es, wissenschaftliche Kenntnisse zu entwickeln und optimal zu nutzen um Anlagen zur Wasserkraftnutzung zu sanieren.
| Origin | Count |
|---|---|
| Bund | 192 |
| Land | 1 |
| Type | Count |
|---|---|
| Förderprogramm | 189 |
| Taxon | 2 |
| Text | 1 |
| License | Count |
|---|---|
| geschlossen | 3 |
| offen | 189 |
| Language | Count |
|---|---|
| Deutsch | 174 |
| Englisch | 67 |
| Resource type | Count |
|---|---|
| Datei | 1 |
| Dokument | 3 |
| Keine | 90 |
| Webseite | 99 |
| Topic | Count |
|---|---|
| Boden | 181 |
| Lebewesen & Lebensräume | 191 |
| Luft | 160 |
| Mensch & Umwelt | 192 |
| Wasser | 162 |
| Weitere | 192 |