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Die gebräuchlichste und effektivste Methode zur Erfassung von Nachtfaltern ist der Lichtfang (MEIER 1992). Dieser Methode mangelt es allerdings an dem speziell in der Naturschutzpraxis wichtigen, unmittelbaren Flächenbezug. Dies liegt zum einen daran, dass es sich dabei um eine Anlockmethode handelt, zum anderen aber auch daran, dass bei Nachtfaltern noch weitgehend unbekannt ist, ob und inwieweit sich die Fluggebiete der Imagines mit den entsprechenden Präimaginalhabitaten decken. Aus diesen Gründen schlug MALICKY (1965: 371) vor, als Bezugsgröße von Lichtfangartenspektren gar nicht einzelne Biotope zu betrachten, sondern die „Gesamtheit der in der betreffenden Landschaft vorhandenen Biotope“, in denen dann alle Arten sicher bodenständig wären. Da bei naturschutzfachlichen Bewertungen aber normalerweise Biotope oder Biotopkomplexe und nicht Großlandschaften zu bewerten sind, wäre ein solcher biozönologischer Flächenbezug im praktischen Naturschutz kaum von Nutzen. In der vorliegenden Untersuchung wurde die mittels Lichtfang ermittelte räumliche Verteilung von Nachtfalterimagines mit der Verteilung ihrer Präimaginalstadien verglichen, um auf diesem Wege zu einer quantitativen Abschätzung des ökologischen Flächenbezugs von Lichtfangdaten zu gelangen.
Der Offenlandcharakter und der FFH-Status vieler bisher extensiv beweideter Niedermoore Oberbayerns sind aktuell durch ein abnehmendes Nutzungsinteresse seitens der Landwirtschaft gefährdet. Bei abnehmendem Beweidungsdruck breiten sich Waldinseln in die bisher vom Weidevieh offen gehaltenen Moorflächen (Caricion davallianae, Caricion lasiocarpae) aus. Da der Zeitbedarf der progressiven Sukzession und Waldentwicklung das Zeitbudget des normalen Vegetationskundlers bei weitem übersteigt, wurden die wichtigsten Sukzessionspfade durch das Verfahren der "time-by-site-substitution" rekonstruiert. Hierzu wurden Offenland-Wald-Ökotone in noch bestehenden extensiv beweideten, großflächigen Allmendweiden (> 50 ha) auf Anmoor-, Kalkflachmoor- und Zwischenmoorstandorten untersucht. Die Sukzessionen streben über Waldpionierstadien Schwarzerlen-Fichten-Auwäldern, Fichten- Schwarzerlen-Bruchwäldern bzw. Fichten-Moorwäldern entgegen, wobei der Fichte (Picea abies) in den (bisher erreichten) Endstadien der Vegetationsentwicklung gegenüber der in den intermediären Sukzessionsstadien vorherrschenden Schwarzerlen (Alnus glutinosa) und Moorkiefern (Pinus x rotundata) in den voralpinen Standorten eine hohe Bedeutung zukommt. Die Ansiedlung nässeempfindlicher Pflanzenarten, darunter auch der Fichte, wird durch die Bultbildung der Schwarzerle bzw. der Torfmoose (auf den Zwischenmoorstandorten) begünstigt, womit die biogene Bultbildung zu einem entscheidenden sukzessionsbestimmenden Faktor avanciert. Die Beweidung wirkt auf Anmoor- und Kalkflachmoorstandorten sukzessionsbeschleunigend durch die Schaffung von Keimungsnischen für die Schwarzerle, während sie auf Zwischenmoorstandorten die Bultbildung der Torfmoose und damit die Ansiedlung von Moorkiefer und Fichte als späte Sukzessionsarten unterdrückt. Die Artenzahlen (a-Diversität) sind in den späten Sukzessionsstadien der verschiedenen Moorwaldgesellschaften aufgrund der bultbedingten Vielfalt an Kleinstandorten signifikant höher als in den frühen (Grasland betonten) Sukzessionsstadien. Trotzdem sollte naturschutzfachlich ein Nebeneinander von frühen und späten Stadien angestrebt werden, weil es sich bei den lichtbedürftigen Offenlandarten und den schattenverträglichen Waldarten um komplementäre Artengruppen handelt, womit auf kleiner Fläche außergewöhnlich hohe Gesamtartenzahlen (y-Diversität) erreicht werden können.
Seit 1890 wird die aus dem westlichen Nordamerika stammende Fabacee Lupinus polyphyllus Lindl. (Stauden-Lupine) in Deutschland beobachtet. Ihre großflächigsten Vorkommen in Deutschland finden sich derzeit in der Hohen Rhön im Gebiet Leitgraben/Elsgellen (407 ha: 1998 10,6 % Lupinus-Bedeckung). Dort werden fast alle Wiesen mit Auflagen des Bayerischen Vertragsnaturschutzprogramms bewirtschaftet. Dies bedeutet, zeitlich gestaffelte Pflegetermine zwischen 10. Juli und 31. Oktober (Abschluss der Pflegearbeiten), die den Zeitraum der Samenbildung von Lupinus vollständig erschließen. Nachweisbar ist, dass dort, wo innerhalb der Vertragsnaturschutzflächen Heugewinnung die primäre Motivation für die Nutzung ist - dies bedeutet Nutzung zum frühest möglichen Zeitpunkt - keine Lupinus-Etablierung nachweisbar ist! Neben rechtzeitiger Mahd ist Beweidung mit (Rhön-)Schafen geeignet, die Ver- und Ausbreitung von Lupinus einzudämmen. Auch dafür gilt, dass sie vor der Samenreife (ab Anfang Juli) von Lupinus durchzuführen ist, da reife Lupinus-Samen durch Schafe endozooisch ausgebreitet werden. Vegetationsaufnahmen von Kleinseggenrieden (Caricetum fuscae), Borstgrasrasen (Polygalu-Nardetum) und Goldhaferwiesen (Geranio-Trisetetum), in denen Lupinus polyphyllus mit höheren Deckungsgraden (> 25 %) vorkommt, belegen, dass die niedrigwüchsigen Arten der Krautschicht zurückgedrängt werden. Parallel dazu nehmen die kräftige Horste ausbildenden Gräser Poa chaixii und Deschampsia cespitosa zu. Eine Trennartengruppe mit den Ruderalarten Cerastium glomeratum, Galium aparine agg., Galeopsis tetrahit, Cirsium arvense und Urtica dioica charakterisiert die Lupinus-Fazies. Die Konkurrenzkraft der Dominanzbestände mit Lupinus erklärt sich über die Biomasseverteilung in Form einer umgekehrten Pyramide, die über Bestandeshöhe (zwischen 70 und 110 cm) und dichte Belaubung stark beschattend auf tiefere Vegetationsschichten (< 30 cm) wirkt, so dass deren Arten ausdünnen, wenn sie nicht die ausreichende Plastizität im Höhenwachstum besitzen, um mit Lupinus mitzuhalten. Auch andere Dominanzbestände-aufbauende Arten wie Impatiens glandulifera, Heracleum mantegazzianum und Reynoutria ssp. besitzen diese Eigenschaft und können aufgrund ihrer Wuchshöhe sogar die Funktion einer fehlenden Strauchschicht übernehmen.
Die Strobe (Pinus strobus) ist in Mitteleuropa eine der forstwirtschaftlich bedeutendsten nichteinheimischen Baumarten. Einleitend wird in dieser Arbeit die Einfuhr- und Ausbreitungsgeschichte in Mitteleuropa dargestellt. Im speziellen Teil wird für Österreich eine Analyse der Ausbreitung durchgeführt. Derzeit kommt die Strobe in Österreich nur selten verwildert vor. Die Vorkommen beschränken sich auf einige Gebiete in den Bundesländern Oberösterreich, Niederösterreich, Steiermark und Kärnten. Im Kobernaußer Wald treten Verwilderungen der Strobe auf etwa 150 km2 auf, in den übrigen Gebieten sind sie auf kleine Flächen beschränkt. Vorkommen sind aus 17 Quadranten der Kartierung der Gefäßpflanzen Österreichs bekannt. Die Ausbreitung begann in Österreich spätestens ca. 1965. Die Anzahl der besiedelten Quadranten der floristischen Kartierung nimmt seit den 1960er Jahren linear zu. Die pflanzensoziologische Charakterisierung der besiedelten Lebensräume erfolgte mit 25 Vegetationsaufnahmen. In Österreich treten Verwilderungen besonders in Nadelbaum-Forstgesellschaften auf. Unter den naturnahen Waldbeständen sind bodensaure Buchenwälder (Luzulo-Fagetum) vom Eindringen der Strobe betroffen. Altere Kahlschläge mit Nadelbaumjungwuchs und Forststraßenböschungen stellen ebenfalls wichtige Standorte dar. Auf Grund der Erfahrungen zum Ausbreitungsverlauf im übrigen Mitteleuropa und den naturräumlichen Gegebenheiten erscheint für einige Gebiete Österreichs eine Ausbreitung in den nächsten Jahrzehnten wahrscheinlich. Dies sind v. a. submontane Lagen in den Hauptanbaugebieten, v. a. im Kobernaußer Wald und angrenzenden Gebieten.
In Kiefernbeständen auf Dünensanden des Niederbayerischen Tertiärhügellandes (Übergänge zwischen Leucobryo- und Pyrolo-Pinetum) wurden vegetationskundliche Dauerflächen angelegt, um die Wirkungen von N-Eintrag, der zum Waldrand hin zunimmt, und Streunutzung, die als Instrument der Biotoppflege betrieben wird, auf die Bodenvegetation zu untersuchen.
Indirekte (DCA) und direkte Ordination (CCA) zeigen, dass N-Eintragsgefälle und Streunutzung die Artenzusammensetzung maßgeblich steuern. Akrokarpe Moose und Nadelbaumverjüngung profitieren signifikant von Streuentzug, während Zwergsträucher, die Rubus-Arten und mattenbildende Moose zurückgedrängt werden. Auf den N-Eintrag reagieren pleurokarpe Moose, Rubus-Arten, Frangula alnus, Galeopsis tetrahit und Impatiens parviflora sowie einige Gehölzarten zu Lasten von Zwergsträuchern und akrokarpen Moosen positiv. Mit Annäherung an Waldrand und Straße etabliert sich eine Strauchschicht aus Quercus robur und Frangula alnus. N-reiche Flächen sind artenreicher, insbesondere unter Streunutzung, die die innere Heterogenität der Flächen erhöht.
Unter hohem N-Eintrag senkt Streuentzug die Ellenberg-Zeigerwerte für Stickstoff signifikant von 3,44 auf 2,84 und damit auf das Niveau N-armer, unbehandelter Flächen. Bei N-armer Ausgangslage liegt die N-Zahl der streugenutzten Flächen nur um 0,25 (n. s.) niedriger. Der Zeigerwert für Bodenreaktion reagiert nicht auf Streunutzung. Die Lichtzahl ist nach Streunutzung auf allen Flächen signifikant um 0,3 bis 0,4 Stufen niedriger, eine Förderung von Offenlandarten nicht feststellbar. Streuentnahme reduziert Trockensubstanz- und Nährelementvorräte. Unter hohem N-Eintrag weisen Streunutzungsflächen deutlich höhere Restvorräte auf bzw. gleichen Verluste aufgrund höherer Produktivität der Bodenvegetation schneller aus. Ohne Streunutzung tragen die N-reichen Varianten infolge ihrer geringeren Moosschicht insgesamt weniger Trockensubstanz. Die Bodenvegetation weist nach Streunutzung höhere N-Gehalte und engere C/N-Verhältnisse auf, was mit dem geringen Anteil verholzter Organe an der Restbiomasse erklärbar ist. Bei allen Nährelementen außer Ca, vor allem aber bei K und Mg, nehmen entlang des N-Gradienten die Gehalte in der Kraut- und Strauchschicht deutlich stärker zu als die bei den Moosen.
Die Pflegemaßnahmen kompensieren die Wirkungen des N-Eintrags und verhindern die Sukzession zum Laubwald, erscheinen jedoch im Vergleich zu historischen Praktiken sehr vorsichtig und kostspielig. Periodische, aber deutlich stärkere Entzüge der Auflage wären wahrscheinlich effizienter. Denkbar ist auch die gezielte Schaffung von baumfreien Initialstadien in Anlehnung an frühere kleinflächige Nutzungen des Sandvorkommens.
Am Beispiel zweier im hessisch-thüringischen Grenzgebiet gelegener Muschelkalk-Felshänge des mittleren Werratales wird dargestellt, welche Vegetationsveränderungen vom Mittelalter bis in die Gegenwart an natürlichen Waldgrenzstandorten sowie in ihrer näheren Umgebung stattgefunden haben und welche Konsequenzen für den Naturschutz sich daraus ergeben. Markante Wendepunkte der Landnutzung sind die mit der deutlich zunehmenden Besiedelung seit dem 6. Jahrhundert vorgenommenen Rodungen, die Aufgabe des Weinbaues seit Anfang des 17. Jahrhunderts sowie der Rückgang der Schafhaltung nach 1850 und nach 1990. Die wichtigsten Vegetationstypen der Felshänge (Wald-, Saum- und Rasengesellschaften) werden vorgestellt. Qualitative und quantitative Veränderungen offener Trockenstandorte infolge sekundärer Sukzessionsprozesse kennzeichnen die gegenwärtige Situation. Rasengesellschaften sind aufgrund geringer oder fehlender Nutzungsintensität vielfach von Flächenverlusten durch Gehölzausbreitung betroffen. Dies gilt in besonderem Maße für ehemals beweidete Bestände. Mit der (Rück-)Einwanderung der Rotbuche in die Baumschicht von Laub- und Nadelwäldern trockener Kalkstandorte sind qualitative Veränderungen der Strauch- und Krautschicht verbunden. Sie äußern sich insbesondere in einem Rückgang lichtliebender, zum Teil thermophiler Arten. Die aktuelle Gefährdung der betrachteten Vegetationstypen hängt stark von deren Natürlichkeitsgrad ab. Naturschutz-Pflegemaßnahmen (v. a. Beweidung) sollten in erster Linie auf halbnatürlichen anthropo-zoogenen Kalk-Halbtrockenrasen durchgeführt werden, da hier die tiefgreifendsten Veränderungen durch Sukzession zu erwarten sind. Naturnahe Blaugras-Rasen und Saumgesellschaften können weitgehend sich selbst überlassen bleiben, da eine Sukzession hier nur langsam verläuft und zu erwarten ist, dass ihre Arten im Bereich natürlicher Waldgrenzen immer geeignete Bedingungen finden werden, wenn auch auf kleinerer Fläche.
Auf ehemals militärisch genutzten Liegenschaften wurden unterschiedliche Wiesen-, Magerrasen- und Pioniergesellschaften untersucht. Es werden Bestände der Sedo-Scleranthetea, Nardo-Callunetea, Festuco-Brometea, Molinio-Arrhenatheretea und Isoeto-Nanojuncetea beschrieben. Das Grünland zeichnet sich durch Großflächigkeit und Artenarmut (insbesondere an Charakterarten) aus. Vor allem auf trockenen, nassen bzw. mageren Sonderstandorten kommen einzelne gefährdete Pflanzenarten vor. Die teils erheblichen nutzungsbedingten Vorbelastungen werden dargestellt und Entwicklungskonzepte diskutiert.
Die Bergwiesen des Thüringer Waldes entstanden im Mittelalter durch Rodung von Wäldern und anschließende bäuerliche Nutzung. Es handelt sich um artenreiche und kulturhistorisch bedeutsame Bestände. In den 1960er und 1970er Jahren sind zahlreiche Wiesen durch Düngung, Umbruch und Neueinsaat artenärmer geworden. Heutzutage sind viele Wiesen durch Brache bedroht, da sich die Bewirtschaftung kleiner und entlegener Flächen nicht mehr lohnt. Durch Nutzungsaufgabe ändern sich die Konkurrenzbedingungen im Grasland schlagartig und viele Wiesenpflanzen werden innerhalb weniger Jahre verdrängt. Sollen diese Bestände wieder regeneriert werden, kann der Diasporenvorrat im Boden eine wichtige Rolle spielen. Die vorliegenden Untersuchungen zeigen dieses Regenerationspotenzial anhand von qualitativen und quantitativen Analysen der Samenbank. Weiterhin wird auf die Bedeutung von Samen als Zeiger für frühere Nutzungsformen hingewiesen. Im Biosphärenreservat Vessertal wurde hierzu der Samenvorrat im Boden von 12 Aufnahmeflächen mit unterschiedlichen Nutzungsformen bestimmt. Ausgewählt wurden Bestände von Polygono-Trisetion, Violion caninae, Calthion palustris sowie eine aufgeforstete Wiese. Feuchte Böden, die von Beständen des Calthion palustris besiedelt werden, weisen besonders hohe Samenmengen auf. Hier überwiegen deutlich Juncus effusus und J. articulatus. Teilweise sind sie auch dann im Boden vertreten, wenn sie der aktuellen Vegetation fehlen. Kennzeichnende Arten des Polygono-Trisetion, die an trockeneren Standorten Vorkommen, haben dagegen fast ausnahmslos kurzlebige Samen (z. B. Geranium sylvaticum, Phyteuma spicatum). Moose und Farne konnten häufig nachgewiesen werden. Verschiedene Arten zeigen ehemals andere Standortbedingungen bzw. Bewirtschaftungsformen an. Samen typischer Magerkeitszeiger wurden auch an Wuchsorten gefunden, die heute von Stickstoffzeigern besiedelt werden. Diasporen von Carex pilulifera, Galium saxatile und Potentilla erecta treten als Zeiger für ehemalige Graslandnutzung im Boden einer vor 30 Jahren aufgeforsteten Wiese auf.
Robinia pseudoacacia L. (black locust) is a North American tree, considered controversial because of the conflict between multiple uses by humans and negative environmental impacts, which have resulted in it being listed among the most invasive species in Europe. The current management of Robinia stands in Central Europe varies locally according to national legislation, preferring either socio-economic benefits or biodiversity impacts. We collected field data from our target region of Czechia, reviewed research articles including local grey literature mostly from Central and Southern Europe, unpublished results of local projects and inquired relevant specialists. Because Robinia grows in habitats ranging from urban to forest to natural grassland, neither unrestricted cultivation nor large-scale eradication is applicable as a universal practice. In this paper we suggest a complex management strategy for Robinia stands that takes into account habitat, this species’ local ability to spread, as well as economic, cultural and biodiversity aspects. We categorized Robinia stands growing in Europe into eight groups and proposed stratified approach to the management based on decisions that reflect local context. Depending on that, the management includes (i) establishment of new plantations, (ii) maintenance or utilization of existing stands, (iii) tolerance
and (iv) conversion to original vegetation. Our complex management strategy will provide a comprehensive guideline for the management of alien trees in Europe.
In our present-day landscape in Central Europe major parts of the xylobiontic especially of the saproxylic beetle fauna belong to the group of endangered species assemblages (Speight 1989, Geiser 1994). Oaks, in Central Europe mainly Quercus robur and Q. petraea, are well known for their large number of associated insect species and harbour the highest beetle diversity, especially for dead wood inhabiting species, of all broadleaved tree species in this region (e.g. Palm 1959). A characteristic species associated with oaks in its life-cycle is the endangered Great Capricorn Cerambyx cerdo. C. cerdo is one of the protected species explicitly named in the Habitats Directive of the European Union with the goal of maintaining existing populations and establishing long-term survival (Council of the European Communities 1992). The last remaining colonised areas of this longhorn beetle in Central Europe are well known for the enormous number of very rare xylobiontic beetle species. Thus, we are interested in the following research questions: 1) Are there typical species associated with C. cerdo? 2) If so, what kind of relationship do these associated species have to C. cerdo from a nature conservation point of view?