Die autochthonen bayerischen Vorkommen bilden zusammen mit denen im österreichischen Inntal ein vom übrigen Artareal hochgradig isoliertes Vorkommen. Dieses isolierte Teilareal ist das Ergebnis einer von den anderen deutschen Podarcis muralis-Vorkommen unabhängigen nacheiszeitlichen Einwanderung (Schulte & Franzen 2019). Sehr wahrscheinlich erfolgte die Besiedlung des Inntals in einer wärmeren nacheiszeitlichen Phase über den Reschen- oder den Brennerpass (Schmidtler et al. 2006), während der Alpenhauptkamm heute eine natürliche Barriere zwischen italienischen und österreichischen Vorkommen bildet (Schweiger et al. 2015). Genetisch gehört die Metapopulation des Inntals zur Südalpen-Linie der Unterart P. m. maculiventris. Deutschland ist für die hochgradig isolierten Vorposten in besonderem Maße verantwortlich. Als submediterrane Art ist die Mauereidechse ausschließlich in Südwestdeutschland (Baden-Württemberg, Rheinland-Pfalz, Saarland, Südhessen und südliches Nordrhein-Westfalen; Unterart: P. m. brongniardii) sowie im äußersten Südosten Bayerns einheimisch (Unterart: P. m. maculiventris-SüdalpenLinie). Darüber hinaus haben sich infolge von Verschleppungen und Aussetzungen über 110 Populationen innerhalb und außerhalb des natürlichen Areals etabliert, die neben den beiden autochthonen drei weiteren genetischen Linien (bzw. Unterarten) angehören, die in Deutschland allochthon sind: (1) P. m. maculiventris, östliche Linie, (2) P. m. muralis und (3) P. m. nigriventris (Schulte & Deichsel 2015). Bei der Gefährdungseinstufung wurden, soweit eine klare Trennung möglich war, ausschließlich die autochthonen Bestände berücksichtigt. Ihr Verbreitungsschwerpunkt liegt entlang der wärmebegünstigen Hanglagen der Weinberge und Niederwaldflächen der Flüsse Saar, Mosel, Nahe, Rhein, Lahn und Neckar. Die TK25-Q-Rasterfrequenz (Zeitraum 2000 – 2018) der autochthonen Vorkommen beträgt 4,78 % und liegt im unteren Bereich der Kriterienklasse „selten“. Unabhängig von ihrer geografischen Beschränkung bzw. Seltenheit kann die Mauereidechse dort, wo sie vorkommt, mitunter individuenreich vertreten sein (Laufer et al. 2007 b, Schulte 2008). Zur Beurteilung des langfristigen Bestandstrends sind vor allem bestandsreduzierende Auswirkungen der intensiven Flurbereinigungen in den Weinbaugebieten und der wasserbaulichen Maßnahmen (Wegfall von Kiesbänken und Abbruchkanten) sowie Bestandsförderungen durch den Ausbau des Eisenbahnnetzes und den Bau von Uferpflasterungen zu betrachten. Die vor allem in den 1970er Jahren intensivierten Rebflurbereinigungen verursachten durch die Beseitigung hunderter Kilometer alter Trockenmauern sicherlich die größten Bestandsrückgänge der Mauereidechse (Fritz 1987, Konold 2007, Laufer et al. 2007 b, Schulte 2008), sodass für den langfristigen Bestandstrend mindestens ein mäßiger Rückgang anzunehmen ist. Wegen einer Abschwächung der langfristig wirksamen Faktoren, insbesondere weil großflächige Flurbereinigungen kaum noch durchgeführt werden, wird im Zeitraum des kurzfristigen Bestandstrends deutschlandweit von stabilen Beständen ausgegangen. Insgesamt ergibt sich die Einstufung in die Rote-Liste-Kategorie „Vorwarnliste“. Es ergeben sich keine Änderungen bei der Einstufung der einzelnen Kriterien und der Rote-Liste-Kategorie. Die Mauereidechse ist vor allem durch folgende Faktoren gefährdet (siehe Laufer & Schulte 2015): Flurbereinigungen und Hangsicherungen in Weinberglagen; Verlust von Trockenmauern, Felsbereichen, Gebüschinseln und Säumen; Beschattung durch Sukzession infolge der Aufgabe des Weinbaus; Baumaßnahmen (z. B. Instandhaltungsmaßnahmen im Gleisbett der Eisenbahn, Einbau von Festbettgleisen, Lärmschutzwände) an Güterbahnhöfen und Bahndämmen; Erschließung von Brachflächen; unsachgemäße Sanierungsmaßnahmen an Ruinen, Burgen und Trockenmauern; genetische Verdrängung durch gebietsfremde genetische Linien im natürlichen Areal. Dieser Prozess ist entlang der Oberrheinebene bereits in vollem Gange (Schulte et al. 2012 c). Von besonderer Relevanz ist diese Gefährdung für die einzigen autochthonen deutschen Vorkommen der Südalpen-Linie von P. m. maculiventris in Südost-Bayern. Für eine anpassungsfähige Art wie die Mauereidechse ist es mit überschaubarem Aufwand möglich, effektive Schutzmaßnahmen durchzuführen (siehe Laufer & Schulte 2015): Erhaltung und langfristige Sicherung trockenwarmer Primärbiotope (lichte felsdurchsetzte Laubwälder, Block- und Geröllhalden sowie Trockenrasen); Wiederzulassen von Fließgewässerdynamik (Sedimentabtrag und -auflandung); Beibehaltung und Wiederaufnahme einer naturverträglichen Weinbergsbewirtschaftung (z. B. tradtionieller kleinparzelliger Terrassenweinbau); Erhaltung und Pflege brachliegender Steinbrüche, Bahndämme, Straßen- und Wegränder; Erhaltung, Freistellung und unter Berücksichtigung von Naturschutzaspekten sachgerechte Sanierung von Mauern, Burgen, Ruinen und Gleisbereichen (Wagner et al. 2015); Erhaltung der genetischen Integrität der heimischen Populationen am Nordrand des Areals: Unterlassen ungeeigneter Schutzmaßnahmen, insbesondere Umsiedlungen eingeschleppter Populationen.
Von den etablierten Vorkommen in Deutschland schließen die bayerischen an das östliche Verbreitungsgebiet in Österreich an, während es sich bei den hessischen und baden-württembergischen Vorkommen um stark isolierte Reliktpopulationen handelt. Für diese beiden Vorposten ist Deutschland in besonderem Maße verantwortlich. Die Äskulapnatter tritt als wärmeliebende Art in Deutschland an ihrer nördlichen Arealgrenze in drei Verbreitungsgebieten mit mehreren, teilweise voneinander isolierten Populationen auf. Die Vorkommen im Rheingau-Taunus in der Umgebung von Schlangenbad (Hessen) sowie im südlichen Odenwald im Raum Hirschhorn und Eberbach (Hessen, Baden-Württemberg) sind vom geschlossenen Areal der Art getrennt (Günther & Waitzmann 1996, Gomille 2002, Waitzmann & Fritz 2007). Die Vorkommen an Donau, Inn und Salzach (Bayern) haben Anschluss an das Gesamtareal der Art. Nachweise im Alpenraum bei Berchtesgaden (Bayern) konnten seit 25 Jahren nicht mehr bestätigt werden (Aßmann & Drobny 2019). Die TK25-Q-Rasterfrequenz in Deutschland im Zeitraum von 2000 bis 2018 beträgt 0,48% und liegt damit im Bereich der Kriterienklasse „sehr selten“. Zur Beurteilung der Bestandsentwicklung liegen für die Art mit Beginn der systematischen Untersuchungen belastbare Daten erst ab den 1980er Jahren vor. Aufgrund der veränderten Landnutzung und der damit einhergehenden Verschlechterung in der Habitatqualität muss beim langfristigen Bestandstrend von einem mäßigen Rückgang ausgegangen werden. Der kurzfristige Bestandstrend wird aufgrund von wirksamen Schutzmaßnahmen in allen Vorkommen in Hessen, Bayern und Baden-Württemberg aktuell. Folgende Maßnahmen sollten zum Schutz der Äskulapnatter umgesetzt werden: Erstellen und Umsetzen wirksamer Pflegepläne in Schutzgebieten mit Vorkommen der Äskulapnatter; Aufrechterhaltung einer extensiven Nutzung in Kulturlandschaftsbiotopen wie Wiesen und Streuobstwiesen als Frühjahrs- und Sommerlebensräume; zeitlich angepasste Wiesenmahd; Mahd von Böschungen und Säumen nur im Winter; Erhalt und Pflege naturnaher Laubmischwälder und strukturreicher Waldränder als Ganzjahreslebensräume und als wichtige Überwinterungshabitate; Erhalt und Pflege linearer Biotopstrukturen (Bahndämme, Straßen- und Wegränder) als Ausbreitungsachsen und Verbundsysteme zwischen Teilpopulationen; Offenhaltung und Pflege von Trockenmauern; Neuanlage, Sicherung und Pflege von Eiablageplätzen; regionale Informations- und Öffentlichkeitsarbeit.
Deutscher Name: Behaarter Maikäfer. Gefährdung der kleinen Populationen am nördlichen Verbreitungsrand durch Beeinträchtigung und Zerschneidung des Lebensraums. Südliche Art mit Schwerpunkten in Frankreich und Italien, in Deutschland nur im Südwesten: Oberrheinische Tiefebene zwischen Karlsruhe und Frankfurt, dort lokal in Anzahl, sonst nur verstreute Nachweise; in extensiver Kulturlandschaft in offenen Sandgebieten, Binnendünen; aktuelle Meldungen aus Bayern: Kahl am Main 2015 (Berger mdl. 2019), Alzenau 2018 (Benisch mdl. 2019), Baden: Leopoldshafen 2015, Weinheim 2019 (Reibnitz mdl. 2019), Hessen: Mörfelden-Walldorf 2014 (Schaffrath), Seeheim 2017 (Hille mdl. 2017), Hüttenfeld 2019 (Reibnitz mdl. 2019) und Rheinland-Pfalz: Jockgrim 2010 (Köhler mdl. 2019), Ockenheim 2019 (Berger mdl. 2019).
Der Regionalplan Südhessen stellt die Festlegungen der Raumordnung für die Entwicklung der Planungsregion Südhessen dar.
Dieser Datensatz beinhaltet INSPIRE-konforme Geodaten des Regionalplans Südhessen im Schema Planned Land Use
Mit der NEED-Plattform werden die Prozesse eines Datenökosystems beschleunigt. Automatisiert werden heterogene energiebezogene Datenquellen zusammengeführt und mittels Ontologien konsistent über die verschiedenen Sektoren sowie zeitliche und räumliche Ebenen verknüpft. In diesem Zusammenhang sollen bestehenden Datenplattformen nicht ersetzt, sondern vielmehr als Quelle in das Ökosystem integriert werden. Neben konventionellen Datenquellen der verschiedenen Planungsebenen sollen dabei auch Möglichkeiten erforscht werden, um Lücken mit synthetischen Daten zu schließen. Die NEED-Plattform ist ein robustes, pflegeleichtes und flexibles Werkzeug zur Planung von Energiemaßnahmen auf verschiedenen räumlichen Ebenen, ohne das Gesamtbild aus dem Blick zu verlieren. Werkzeuge und Modelle der Partner sollen über semantische Anfragen auf die erforderlichen Daten zugreifen, um die jeweiligen (Planungs-)Aufgaben durchzuführen. Der NEED Ansatz für eine transparente Bereitstellung aktueller Daten wird an Anwendungsbeispielen evaluiert. Das Teilvorhaben befasst sich mit der Erstellung einer Wärmeleitplanung für das Versorgungsgebiet in Südhessen als Referenzfall für die Anwendung der NEED-Plattform, in Kooperation mit den Tools der TU Darmstadt, Ableitung von Maßnahmen zur energetischen Quartiersentwicklung.
Ertragsbildung bei organischer oder mineralischer Duengung (gleiche Mengen Gesamt-Stickstoff) unter extremen Standortbedingungen (Sandboden, trocken-warmes Klima); Fruchtfolge: Rotklee, Sommer-Weizen, Kartoffeln, Winterroggen. Stickstoffdynamik und -bilanzierung. Langfristig stabiler Humusgehalt nur bei Rottemist-Duengung mit Anwendung biol-dyn Praeparate; in Boeden dieser Variante groesste mikrobielle Biomasse und hoechste Enzymaktivitaet.
Früher nicht von Psammoporus sabuleti (Panzer, 1797) unterschieden. Fast alle bisherigen Meldungen von P. sabuleti ( Panzer , 1797) aus Deutschland beziehen sich auf P. mimicus Pittino , 2006 , auch die Einstufung in der alten Roten Liste durch Geiser (1998). Lebensraum stark verändert und verschmutzt, daher extrem selten und hoher Gefährdungsgrad. Saprophag, in Sandböden und Schwemmböden an sauberen Fließgewässern der Mittelgebirge und des Vorlandes ( Rößner 2012). Aktuelle Vorkommen gemeldet aus Hessen: Jossklein bei Marburg 2000 ( Schaffrath 2003a) und Thüringen: Saaletal südlich Jena, Maua 2005/2006, Löbstedt 2006-2010 ( Kopetz et al. 2008, Rößner 2012), Dietlas westlich Merkers, Feldaufer 2013 (Kopetz mdl. 2020). Letzter Nachweis Nordrhein-Westfalen: Köln-Brück 2016 (Köhler mdl. 2019).
S. ilicis ist eine typische Lichtwaldart, die in den letzten Jahren stark zurückgegangen ist. Stabile Bestände existieren in den Niederwäldern der Hauberge in Hessen und den aktiven Mittelwäldern des südlichen Steigerwaldes in Bayern (Hermann 2020, Graser et al. 2023). Im Norden und Osten Deutschlands sowie im südlichen Bayern gibt es nur wenige kleine und isolierte Vorkommen. Die Populationen im Saarland sind trotz Schutzmaßnahmen nicht gesichert (Strätling 2010). In Baden-Württemberg ist die Art aktuell in vier Regionen vorhanden, verzeichnet dort aber Bestandsrückgänge (Hermann 2024, Hermann & Trautner 2019). Eine detaillierte Darstellung der Gefährdungssituation findet sich in Form eines Einstufungsbeispiels in Kapitel (siehe Publikation für Kapitelnummer).
Deutscher Name: Waldmaikäfer. Mäßige Rückgänge im Norden und Osten Deutschlands werden durch kurzfristige Zunahmen im Süden und Westen ausgeglichen, dadurch insgesamt „gleich bleibend“. In fast allen Regionen nachgewiesen, aber unregelmäßig, nur lokal und nur in Sandgebieten, dort jahrweise sehr häufig, z. B. in der Oberrheinischen Tiefebene in Baden und Südhessen, hier stellenweise Bekämpfung (Dimethoat). In Ostdeutschland nur noch sehr lokal ( Rößner 2012). Aktuelle Funde in Bayern, Baden, Hessen, Rheinland-Pfalz, Nordrhein, Schleswig-Holstein, Mecklenburg-Vorpommern, Sachsen-Anhalt, Thüringen und Sachsen ( Bleich et al. 2020). Art offener Waldlandschaften.
| Organisation | Count |
|---|---|
| Bund | 48 |
| Land | 67 |
| Weitere | 5 |
| Wissenschaft | 28 |
| Zivilgesellschaft | 1 |
| Type | Count |
|---|---|
| Agrarwirtschaft | 1 |
| Daten und Messstellen | 1 |
| Förderprogramm | 29 |
| Hochwertiger Datensatz | 2 |
| Taxon | 11 |
| Text | 62 |
| Umweltprüfung | 6 |
| unbekannt | 5 |
| License | Count |
|---|---|
| Geschlossen | 83 |
| Offen | 34 |
| Language | Count |
|---|---|
| Deutsch | 117 |
| Englisch | 17 |
| Resource type | Count |
|---|---|
| Bild | 18 |
| Datei | 2 |
| Dokument | 59 |
| Keine | 35 |
| Multimedia | 1 |
| Webdienst | 2 |
| Webseite | 56 |
| Topic | Count |
|---|---|
| Boden | 78 |
| Lebewesen und Lebensräume | 117 |
| Luft | 46 |
| Mensch und Umwelt | 111 |
| Wasser | 55 |
| Weitere | 109 |