Vegetations- und Strukturdynamik in Tieflandbuchenwäldern

Ein Zeitvergleich bei unterschiedlicher Nutzungsintensität


Diplomarbeit, 2009

123 Seiten, Note: 1,3


Leseprobe

Inhaltsverzeichnis

1. EINLEITUNG
l.l Die Bedeutung der Buchenwälder im aktuellen Kontext
l.2 Ökosystem-Kompartimente und ihre Bedeutung für das Ökosystem Wald
l.3 Frage- und Zielstellung

2. MATERIAL & METHODEN
2.l Untersuchungsflächen
2.2 Aufnahmekonzept . lO
2.3 Statistische Verfahren und Indizes
2.3.l statistische Verfahren und Signifikanztests
2.3.2 Berechnete Indizes
2.4 Abkürzungen

3. ERGEBNISSE
3.1 ANALYSE DER KRAUTSCHICHT
3.l.l Zeigerwerte nach ELLENBERG (l992)
3.l.2 Deckung der Krautschicht
3.l.3 Dominanz- Index nach McNAUGHTON (l97O)
3.l.4 Artenspektrum
3.l.5 Artendichte
3.l.6 Diversität nach Shannon- Wiener und Eveness
3.l.7 Waldartenanteil nach SCHMIDT et al. (2OO3)
3.l.8 Perturbations-Index ... 3l
3.l.9 Artenumsatz (Turnover)
3.l.lO.2 Ähnlichkeit nach Nutzungstypen
3.l.ll Stetigkeiten in der Krautschicht
3.l.l2 Rote Liste-Arten
3.l.l3 Waldartenanteil dominanter Arten
3.l.l4 Indexarten der Waldartenkategorien l, 2 und 3
3.l.l5 Rückblick Krautschicht . 4l
3.2 ANALYSE DER MOOSSCHICHT
3.2.l Artenspektrum und Substratnutzung
3.2.2 Grundarteninventar
3.2.3 Diversität nach Shannon- Wiener und Eveness
3.2.4 Artenumsatz (Turnover)
3.2.5 Stetigkeiten der Moose nach Substrat
3.2.6 Deckung der Moosschicht pro Probekreis .. 5O
3.2.7 Dominanz der Moosschicht nach Mc NAUGTHON (l97O)
3.2.8 Dominante Arten 2OO
3.2.9 Rote Liste-Arten
3.3 ANALYSE DES STEHENDEN TOTHOLZES
3.3.l Vorkommen und Häufigkeit
3.3.2 Durchmesserverteilung
3.3.3 stehendes Totholz in unterschiedlichen Bestandesschichten
3.3.4 stehendes Totholz bildende Baumarten
3.3.5 Rückblick stehendes Totholz
3.4 ANALYSE DER BAUMSCHICHT
3.4.l Baumarten der einzelnen Höhenschichten
3.4.2 Entwicklung und Bedeutung der verschieden Baumschichten
3.4.3 Rückblick Baumschicht
3.5 ANALYSE DER HUMUSAUFLAGE
3.6 FORSTLICHE NUTZUNG
3.6.l Verfahren, Ziele und Intensität forstlicher Nutzung
3.6.2 Teildiskussion: Beschreibung der einzelnen Wirtschaftswälder

4. DISKUSSION
4.1 METHODENKRITIK
4.l.l Außenaufnahmen
4.l.2 Freilandaufnahmen
4.l.3 Anzahl der Probekreise
4.l.4 Perturbations-Index (Störungsindex)
4.l.5 Bewertung der forstlichen Nutzung
4.2 ERGEBNISDISKUSSION
4.2.l Bestandesstruktur
4.2.2 Licht und Bestandesstruktur
4.2.3 Unterschiede zwischen Referenz- und Wirtschaftswäldern
4.2.3.l Unterschiede Gefäßpflanzen
4.2.3.2 Unterschiede Moose 9l
4.2.4 Dynamik in Tieflandbuchenwäldern
4.2.5 Ziel einer ökologisch orientierten forstlichen Nutzung

5. ZUSAMMENFASSUNG

6. LITERATUR

ANHANG

1. EINLEITUNG

1.1 Die Bedeutung der Buchenwälder im aktuellen Kontext

Buchenwälder wären in ihrer potentiell, natürlichen Verbreitung (pnV) der absolut vorherrschende Vegetationstyp in ganz Mittel- Europa einschließlich der Karpaten, in weiten Teilen West- Europas, sowie in den Gebirgen Süd- Europas. Etwa ein Viertel des natürlichen Gesamtareals der Rotbuchenwälder weltweit entfällt auf Deutschland, das im Zentrum des Verbreitungsgebietes liegt. Kein anderes Land hat einen vergleichbar hohen Anteil am natürlichen Areal dieses Waldtyps (KNAPP , 2008). Damit kommt der Buche, Fagus sylvatica, sowohl ökologisch, ökonomisch als auch kulturell eine besondere Bedeutung zu.

Die aktuelle Buchenwaldfläche, die wir heute in Deutschland vorfinden, beträgt in etwa 1,6 Mio. Hektar und umfasst lediglich 14,1 % der heutigen Waldfläche bzw. nur 4,4 % der Gesamtfläche Deutschlands. Dabei kommen im deutschen Tiefland mit 5,9 % der pnV-Fläche nur noch halb so viele Buchenwälder wie im kollinen bis hochmontanen Bereich (11,7 %) vor (WINTER, 2005) und sind noch dazu durch starke Fragmentierung gekennzeichnet.

Buchenwälder weisen innerhalb Deutschlands eine außergewöhnliche ökologische, geografische und morphologische Spanne auf. Die Vielfalt der Standorte wird durch die Vielfalt von Buchenwaldtypen widergespiegelt. Auf der Vegetationskarte von Europa werden innerhalb Deutschlands 24 verschiedene Buchenwaldtypen unterschieden BfN (2003).

Momentan sind noch große Flächen potentieller Buchenwaldgebiete mit standortsfernen bzw. - fremden Baumarten (Fichten-, Kiefern-, oder Douglasienaufforstungen) bestockt, die zwar einfach und homogen zu bewirtschaften sind, den zukünftigen Anforderungen der Nachhaltigkeit im ökologischen, ökonomischen und sozialen Sinn aber nicht mehr gerecht werden. Die im Jahr 2002 fertig gestellte zweite Bundeswaldinventur (BWI2) konstatierte zwar bereits eine tendenzielle Zunahme standortheimischer Laubbaumarten, insbesondere der Buche, jedoch setzen sich deutsche Wälder immer noch zu großen Teilen aus standortsfremden Baumarten zusammen.

In den letzten Jahren wird man sich jedoch der Bedeutung dieser Wälder, mit ihrer global geringen Verbreitung sowohl auf nationaler als auch auf internationaler Ebene mehr und mehr bewusst. So wurde in der 9. Vertragsstaatenkonferenz des Übereinkommens über die biologische Vielfalt 2008 in Bonn über die besondere Verantwortung Deutschlands für den Erhalt der Integrität der vielfältigen Buchenwald- Ökosysteme und für die Entwicklung nachhaltiger Nutzungsstrategien für Buchenwälder als spezifischer Teil globaler Biodiversität diskutiert (UNEP, CBD,COP 9, 2008).

Aber nicht allein durch ihre spezifische Arten- und Lebensraumvielfalt repräsentieren Buchenwälder einen bedeutenden Teil der biologischen Vielfalt Deutschlands, sondern auch weil in Zeiten des Klimawandels zum einen die Senkenwirkung besonders von reifen Buchenaltbeständen als Kohlenstoffspeicher und zum anderen die Nutzung von Holz als nachwachsender, Klima schonender Rohstoff an Bedeutung gewinnt. Neue Forschung ist noch notwendig, um das Potential und die Funktionsweise des komplexen Wirkungsgefüges Buchenwald zu be greifen und den Nachhaltigkeitsansprüchen entsprechend nutzbar zu machen. Mit den vielfältigen und oft gegensätzlichen Interessen am Ökosystem Buchenwald wächst auch der Konflikt zwischen Nutzung und Schutz bzw. die Herausforderung beides „unter einen Hut zu bringen“ . Neben der Forschung der forstlichen Landesforschungsanstalten in Naturwald- reservaten arbeiten mittlerweile verschiedene Interessengruppen zusammen, um das komplexe Gefüge des Ökosystems Buchenwald zu verstehen, in seiner Gesamtheit zu erfassen und hinsichtlich seiner Nähe bzw. Ferne zum „ursprünglichen“ natürlichen Zustand zu bewerten, um eine umfassende wissenschaftliche Grundlage für nachhaltiges Management zu erarbeiten. So wurden beispielsweise in Zusammenarbeit zwischen Naturschutz- und Forstverwaltung bereits Lösungsmöglichkeiten entwickelt, indem Wirtschaftswälder in Mecklenburg-Vorpommern und Brandenburg anhand verschiedenster Parametern und Artengruppen mit Totalreservaten verglichen wurden, um daraus konkrete Naturschutzstandards für die Buchenwald- bewirtschaftung abzuleiten. Im Rahmen des Projektes „Biologische Vielfalt und Forstwirtschaft“ wurden Naturschutzstandards für die Bewirtschaftung von Buchenwäldern im Norddeutschen Tiefland abgeleitet. Während dieses Projektes wurden 2005 von Dr. WINTER, S. zur Beschreibung aussagekräftiger Naturnäheindikatoren unter anderem die Bodenvegetation (Kraut- und Moosschicht), sowie Strukturparameter des lebenden und toten Baumbestandes erhoben. Solche Ansätze, den natürlichen und ursprünglichen Zustand von Buchenwäldern zu definieren und zu bewerten, um die Erkenntnisse daraus für den modernen naturnahen Waldbau anwendbar zu machen, sind relativ neu. Die Erhaltung des Ökosystems Buchenwald ist nur erreichbar durch eine nachhaltige Nutzbarmachung der Nutz-, Schutz-, und Erholungsfunktion dieser Wälder. WINTER stellte 2005 fest, dass „eine Bewahrung der vollständigen Lebensgemeinschaft der Tieflandbuchenwälder auf Dauer nicht allein durch Pflegemaßnahmen oder Unterschutzstellung erreicht werden kann, sondern in die Bewirtschaftung integriert werden muss“ , damit vom gesamten Wirkungsspektrum der Buchenwälder profitiert werden kann. Eine solche Integration umfassender Maßnahmen zur Steigerung der Naturnähe in die forstliche Bewirtschaftung kann nur durch die Erweiterung der Kenntnisse über das komplexe Wirkungsgefüge von Buchenwäldern erfolgen, um die Dynamik natürlicher Waldbestände zu verstehen, ihr Potential forstwirtschaftlich zu nutzen und gleichzeitig die ökosystemaren Besonderheiten für die Nachwelt zu erhalten.

Aus diesem Grund war für die vorliegende Arbeit interessant, welche natürliche Dynamik die Vegetation und die Entwicklung der Baumschicht in T ieflandbuchenwäldern aufweisen. Dabei wurden sowohl unbewirtschaftete Buchenwälder (Totalreservat, Naturwaldreservat, Naturschutzgebiet) als auch aktuell wirtschaftlich genutzte Buchenwälder untersucht, um neben der zeitlichen Dynamik auch die Naturnähe bzw. –ferne der Wirtschaftswälder zu den urwaldähnlichen Referenzwäldern vergleichen und bewerten zu können.

1.2 Ökosystem-Kompartimente und ihre Bedeutung für das Ökosystem Wald

Durch die Bestandesstruktur wird die Licht-, Temperatur- und Niederschlagsverteilung innerhalb eines Bestandes geregelt (PRETZSCH 2002). Bäume beeinflussen also durch ihre artspezifische Architektur (Kronenausformung) direkt die Ausprägung der Lebens- gemeinschaften des Waldbodens. Humuszersetzung, Kraut- und Moosschicht sind in ihrer Entwicklung abhängig von der Ausformung des Kronendaches. Neben dem lebenden Baumbestand ist es aber auch das (stehende) Totholz, das laut THOMASIUS und SCHMIDT (2003) die horizontale und vertikale Raumstruktur und damit die Nischenvielfalt eines Bestandes maßgeblich bestimmen. Die Lücken, die durch absterbende oder abgebrochene Bäume entstehen, erlauben einer Vielzahl von Pflanzen neue Ausbreitungsmöglichkeiten durch die veränderten Lichtverhältnisse. FISCHER und HUTCHINGS stellten bereits 1996 fest, dass die Bodenvegetation geeignet ist, Waldzustände und ihre Veränderungen zu indizieren, da die Ausprägung der Kraut- und Strauchschicht unter anderem von der Kombination Boden, Strahlungs- und Wasserangebot abhängt, die wiederum durch die Bestandesstruktur modelliert und modifiziert wird. Ve getationskundliche Aufnahmen in unbewirtschafteten Wäldern (Naturwaldreservate, etc.) sind also als Bezug bzw. Referenz geeignet, den Grad anthropogener Veränderung von Wäldern zu messen und zu bewerten.

Neben der krautigen Vegetation bieten Moose eine weitere Komponente der Untersuchung von Ökosystemveränderungen. Durch ihre hohe Wasserspeicherkapazität wirken sie ausgleichend auf das Mikroklima von Wäldern. Sie sind laut FRAHM (2001) auch für Kleinstandorte und kleinklimatische Unterschiede aussagekräftig. Außerdem erweitern und verfeinern Moose durch ihre unterschiedliche Substratbesiedelung (Boden, Totholz, Stein, Stubben) die Untersuchung von Störungen und Veränderungen in Ökosystemen. Da viele Moose eine enge Standortsamplitude und im Vergleich zu höheren Pflanzen kürzere Lebenszyklen besitzen, können sie relativ schnell auf Umweltveränderungen reagieren (FRAHM 2001).

1.3 Frage- und Zielstellung

Ziel der vorliegenden Arbeit war es, auf der Grundlage der vorangegangenen Dissertation von WINTER (2005) nach einem Zeitraum von acht Jahren eine Wiederholungsaufnahme der zuvor beschriebenen Parameter durchzuführen, um einerseits die Dynamik der Vegetation und Bestandesstruktur in Tieflandbuchenwäldern zu erforschen (Zeitebene) und andererseits den Unterschied dieser Dynamik in Bezug auf die Nutzungstypen bewirtschaftete Wälder (W) und unbewirtschaftete Referenzwälder (R) zu untersuchen (Ebene des Einflusses menschlicher Nutzung). Deshalb wurden im Sommer 2007 die bereits bestehenden Daten aus den Jahren 1999 bis 2001 durch die Ermittlung neuer Grundlagendaten erweitert, um die strukturellen und vegetationskundlichen Unterschiede zwischen bewirtschafteten und unbewirtschafteten Tieflandbuchenwäldern zu analysieren. Dafür wurden 2007 11 Untersuchungsflächen (UF) auf ihre Bodenvegetation (Gefäßpflanzen und Moose), sowie ihren strukturellen Bestandesaufbau (Baumschicht, stehendes Totholz) untersucht. Zum ersten Mal wurden im Jahr 2007 auf allen Probekreisen die Humuslage untersucht. Die Daten zu den forstlichen Eingriffen im Zeitraum der beiden Aufnahmezeitpunkte wurden anhand eines Fragebogens erhoben.

Drei Hauptfragen werden gestellt:

1. Wie groß sind die strukturellen und vegetationskundlichen Unterschiede zwischen bewirt- schafteten und lang- bis kurzfristig unbewirtschafteten Buchenwäldern nach acht Jahren? Bestehen die von WINTER (2005) konstatierten strukturellen und vegetationskundlichen Unterschiede zwischen Wirtschafts- und Referenzwäldern 2007 weiterhin?
2. Gibt es Unterschiede in der Dynamik der untersuchten Parameter abhängig vom Nutzungstyp [R, W]?
3. Gibt es innerhalb der Wirtschaftswälder einen Unterschied zu den Referenzflächen abhängig von der Nutzungsart und Eingriffsstärke der letzten zwanzig Jahre? Und wenn ja, welche Wirtschaftswälder kommen dem naturnahen Zustand der Referenzwälder am nächsten?

Es wird v on folgenden Arbeitshypothesen ausgegangen:

1. Die Veränderung der Vegetation und der Struktur ist nach einem Zeitraum von acht Jahren relativ gering. Das System Wald ist ein in sich stabiles und konstantes System, das kurz- bis mittelfristig nur geringen Veränderungen unterliegt.
2. Die Referenzwälder unterscheiden sich sowohl strukturell durch den stufigen Aufbau der verschiedenen Baumschichten und die Präsenz von stehendem Totholz, als auch durch die Ausprägung der Moos- und Krautschicht von den Wirtschaftswäldern.
3. Die Bestandesstruktur der Wirtschaftswälder ist klar gekennzeichnet durch die jeweiligen forstlichen Eingriffe.

2. Material & Methoden

2.1 Untersuchungsflächen

Bei den 11 Untersuchungsflächen (UF) (siehe Abb. 2.1.1) handelt es sich um Buchenwälder des norddeutschen T ieflandes. Sie liegen in Mecklenburg-Vorpommern (Naturpark Feldberger Seenlandschaft) und in Brandenburg (UNESCO Biosphärenreservat Schorfheide- Chorin). Für die Vergleichbarkeit der einzelnen Waldbestände wurden die Anforderungen der Dissertation von WINTER (2005) zugrunde gelegt (siehe WINTER, 2005, S. 21). Von den damals behandelten 18 Untersuchungsflächen wurden im Rahmen dieser Arbeit 11 untersucht. Darunter befinden sich drei Referenzwälder (R), von denen zwei (R2 und R3) seit ca. 100 Jahren, und eine seit 30 Jahren nicht mehr forstlich genutzt wurden. Die restlichen acht Untersuchungsflächen sind Wirtschaftswälder (W), die aktuell mit unterschiedlicher Intensität forstlich genutzt werden [W1, W2, W7 - W12]. Zehn Untersuchungsflächen zeichnen sich – neben Fagus sylvatica (Rotbuche) als Hauptbaumart - durch einen geringen Mischungsanteil anderer Baumarten aus. Die Referenzfläche Fauler Ort (R3) unterscheidet sich speziell durch einen hohen Mischbaumanteil vor allem im Zwischenstand von den restlichen Untersuchungsflächen. Teile dieser UF gehören neben dem Galio odorati-Fagetum den Ausprägungen des Fraxino-Fagetum, des Melico-Fagetum und des Mercuriali-Fagetum an.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 2.l.l: Lage der Untersuchungsflächen (UF) in Großschutzgebieten Brandenburgs und Mecklenburg- Vorpommerns

Tab 2.l: Übersicht über die Untersuchungsflächen

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Name der Untersuchungsfläche (UF), Größe der UF, Landkreis (Lkr), Höhenlage, durchschnittliche jährliche Niederschlagssumme, Makroklimabereich und Stamm-Standortsformengruppe (nach KOPP & SCHWANECKE l994)

Alle 11 Bestände lassen sich vegetationskundlich der Klasse Querco-Fagetea (artenreiche eurosibirische Falllaubwälder) zuordnen, genauer dem Galio odorati-Fagetum (Waldmeister Buchenwald). Bereits WINTER betont 2005 die kleinflächige Heterogenität der Untersuchungs- Flächen als verbindendes Element. Diese „homogene Heterogenität“ , die typisch ist für Böden des Jungpleistozäns durch den häufigen Wechsel von Grund- und Endmoränen, spiegelt sich im kleinräumigen Standortswechsel durch zahlreiche Moränenhänge, anmoorige Bereiche, Moore und abwechselnd sand- und lehmbeeinflusste Böden wider. So findet man in den Flächen Chorin (W12), Senftenthal (W11), Schwarzes Loch (W10), und Lüttenhagen (W1) zerstreut auch Partien, die dem Luzulo-Fagetum zuzuordnen sind.

Ein kleinräumiger Standortwechsel innerhalb einer Untersuchungsfläche, mit punktuell auftretender hoher Nährstoffversorgung in einzelnen Bereichen, ist für alle untersuchten Bestände typisch.

KOPP und SCHWANECKE (1994) wiesen dem Verbreitungsgebiet, in denen die UF liegen folgende Klimabereiche zu:

- Klimabereich Alpha: Mecklenburger Klima, welches stärker maritim beeinflusst ist und zwischen 1901 bis 1950 einen mittleren Jahresniederschlag von 600 – 660 mm aufwies.
- Klimabereich Beta: Neubrandenburger Klima, welches schwächer maritim beeinflusst ist und einen mittleren Jahresniederschlag von 540 – 600 mm aufweist.
- Übergangbereich Beta – Gamma: Südmärkisches Klima, welches stärker kontinental beeinflusst einen mittleren Jahresniederschlag von 500 – 560 mm abdeckt.

Bei allen elf Beständen handelt es sich um seit mindestens 200 Jahren mit Wald bestandene „Alte Waldstandorte“ nach der Definition von WULF (1994). Der größte Teil der UF ist seit über 300 Jahren mit Wald bestockt und ist zum Großteil aus Naturverjüngung entstanden. „Die Untersuchten Flächen weisen im Vergleich zu vielen anderen Wäldern in Deutschland eine große Kontinuität ihrer Entwicklung und somit eine gute Vergleichbarkeit untereinander auf.“ WINTER (2005) Auf dieser Grundla ge wurden für die ersten Untersuchungen (1999 – 2001) die untersuchten Wälder entsprechend eines Nutzungsgradienten eingeteilt: Die Untersuchungs- Flächen Heilige Hallen (R3) und Fauler Ort (R2) repräsentieren den Urwaldcharakter bzw. den der Natur ähnlichsten Zustand und dienen als Referenz zu den acht Wirtschaftswäldern. Zu den acht Wirtschaftswäldern gehören Lüttenhagen (W1) und Feldberg (W2), Temmen (W7), Suckow (W8) und Melzow (W9), sowie das Schwarze Loch (W10), Senftenthal (W11) und Chorin (W12). Die Fläche Grumsin West (K2) nimmt eine Zwischenstellung ein, da sie seit ca. 30 Jahren unbewirtschaftet ist und soll zeigen in welchen Punkten sich diese Fläche bereits an die Referenzwälder angenähert hat bzw. noch den forstwirtschaftlich geprägten Wirtschaftswäldern ähnelt. Für die Auswertung wurden zwei Gruppen, so genannte Nutzungstypen als Referenz- und Wirtschaftswäldern definiert. Die Wirtschaftswälder weisen ein mittleres Alter von etwa 150 Jahren auf und schwanken insgesamt zwischen 120 und 200 Jahren. Sie befinden sich größtenteils in der mittleren Optimalphase, wobei vereinzelt Teile der frühen und späten Optimalphase und der Terminalphase eingestreut sind. In einigen Beständen sind Teile der Initial- und Verjüngungsphase der Buche vorhanden durch teilweise intensive Verjüngungseinleitung durch starke Eingriffe in den Altbestand. Der Unterstand ist zwischen 15, 20 bis 60 Jahre alt. Die Referenzwälder sind etwas älter und schwanken mit der kurzfristig unbewirtschafteten Fläche K2 zwischen 140 (- 180) Jahren und ca. 220 bis 300 Jahren. Auch sie enthalten große Teile der mittleren bis späten Optimalphase, weisen jedoch bereits verstärkt ausgeprägte Zeile mit Zerfallsphasen auf.

2.2 Au fnahmekonzept

Das Hauptziel dieser Arbeit ist der zeitlich-dynamische Vergleich von Buchenwäldern. Die Aufnahmemethode basiert deshalb auf dem verwendeten Versuchsdesign von WINTER (2005) Alle durchgeführten Erhebungen wurden an einem in Nord-Süd ausgerichteten Gitternetz orientiert, das über jede Fläche gelegt wurde („Gitternetzkonzept“) (siehe Abb. 2.2.1). Der Abstand der Gitterlinie betrug in den Wirtschafswäldern 200m x 100m, in den Referenzwäldern 100m x 100m. „Die unterschiedliche Rasterweite war angesichts der großen Inhomogenität der Waldbestände vom statistischen Standpunkt her unbedenklich.[...] Durch das virtuell über die Flächen gespannte Netz werden eventuell vorkommende Gradienten, wie beispielsweise Nährstoff- und Wasserversorgung, in den Aufnahmen mit erfasst. Auch strukturelle Unterschiede können durch eine netzartige Verteilung der Aufnahmeflächen besser repräsentiert werden.“ WINTER, (2005, S.26.)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 2.2.l Aufnahmeraster („Gitternetzkonzept“). Der Abstand der Gitterlinie betrug in den Wirtschafswäldern 2OOm x lOOm; in den Referenzwäldern lOOm x lOOm

Die mittels GPS eingemessenen Rasterpunkte waren teilweise und wurden während dieser Arbeit vollständig magnetisch verpflockt und waren so mit Hilfe eines Magnetsuchgerät wieder auffindbar. Die räumliche Lage der Probekreise konnte an Baumkoordinaten und mit Hilfe von Kartenwerk wieder eindeutig ermittelt werden.

Da die Gesamtgröße der einzelnen Untersuchungsflächen zwischen 13.6 ha und 45 ha variiert, schwankt auch die Anzahl der Probekreise je UF entsprechend zwischen 11 und 25 Probekreisen. Insgesamt wurden 2007 179 Probekreise untersucht. (siehe Tab. 2.2.1)

Auf allen UF wurden an den Rastapunkten Probekreise im Radius von 10 m (314 m²) untersucht auf:

- Pflanzenarten (Arten und Deckung),
- Moosarten (Arten und Deckung) auf verschiedenen Substraten (Boden, Stein, Stubben, liegendes Totholz),
- Baumschichten (Arten und Deckung), (siehe Abb.2.2.2),
- stehendes Totholz (Durchmesser und Höhenschätzung nach Baumschichten (Abb. 2.2.2)
- Humusmächtigkeit (Messung der Schichten L, Of und Oh)

Tab 2.2.l: Übersicht über die Anzahl der Probekreise je Untersuchungsbiet

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Foto rechts: S. Braun, 2OO7, Feldberg (W2) Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten Die Aufnahmen der Krautschicht erfolgten im Sommer 2007 (entsprechend den Aufnahme- zeitpunkten von 1999 bis 2001) und wurden nach dem Verfahren von BRAUN-BLANQUET (1964) durchgeführt wobei die Deckungsgrade in den Kategorien r, +, 1%, 2% … bis 5%, ab 10% in 10%-Stufen anhand von Schätztafeln aufgenommen wurden. Bei der Berechnung von Indizes wurde für „r“ 0,01 % und für „+“ 0,2 % verwendet.

Zur Datenauswertung wurden die Vegetationsaufnahmen der Jahre 1999 bis 2001 mit denen von 2007 verglichen. Im Folgenden wird für den ersten Aufnahmezeitraum (1999 bis 2001) der Einfachheit die Bezeichnung „1999“ verwendet.

Um Veränderungen der Standortsqualität der UF und Unterschiede zwischen den Nutzungstypen zu erkennen, wurden für die abiotischen Standortsfaktoren Licht, Temperatur, Kontinentalität, Bodenwasser, Bodenreaktion und Stickstoffverfügbarkeit die ökologischen Zeigerwerte nach ELLENBERG et al. (1992) je UF ermittelt. Mit deren Hilfe können relativ einfach und aussagekräftig die ökologische Amplitude eines Standorts dargestellt werden ohne aufwändige pedologische bzw. klimatologische Messungen durchführen zu müssen. Die sechs Arten von Zeigerwerten sind in zwei Hauptkategorien aufgeteilt wobei die erste Kategorie die abiotischen Einflüsse wie Licht, Temperatur und Klima betrachtet. So gibt die Lichtzahl L das Auftreten einer Art abhängig zur relativen Beleuchtungsstärke an. Die Temperaturzahl T positioniert eine Art entlang eines Wärmegradienten von der mediterranen bis zur arktischen Zone und vom Tief- bis zu den Hochlagen. Die Kontinentalitätszahl K gibt an, ob eine Art eher im atlantischen oder im kontinentalen Bereich vertreten ist. Die zweite Kategorie der Zeigerwerte konzentriert sich auf die abiotischen Einflüsse auf die Existenz einer bestimmten Pflanzenart. Mit der Feuchtezahl F wird somit das „Vorkommen im Gefälle der Bodenfeuchtigkeit“ (FISCHER, 2003) von flachgründig- trockenen bis stark vernässten (staunassen) Böden bestimmt. Die Reaktionszahl R beschreibt den Boden- pH- Wert und den Kalkgehalt, der für das Auftreten und Überdauern einer Art entscheidend ist. Als letztes wird mit der Stickstoffzahl N die Nährstoffausstattung des Bodens mit einbezogen. Alle Standortsfaktoren sind in eine neunstufige Relativskala unterteil (1 minimale, 9 maximale Bedingungen). Die Zeigerwerte nach ELLENBERG et al. (1992) je Untersuchungsfläche ergeben sich aus dem ungewichteten arithmetischen Mittel aller Zeigerwerte pro Probekreis, also ohne Berücksichtigung des Deckungsanteils der jeweiligen Art.

Die Waldarten wurden nach der Einteilung der „Liste der Waldgefäßpflanzen Deutschlands“ , (SCHMIDT et al. 2003) in vier Kategorien eingeteilt. Eine weitere Kategorie für diejenigen Arten, die nicht in dieser Liste enthalten sind, wurde als fünfte Kategorie für typische Nichtwaldarten hinzugenommen. Bei dieser Einteilung wird auf den „Natürlichkeitsgrad der Wälder, das heißt, eine Unterscheidung zwischen Wäldern und Forsten“ SCHMIDT et al. (2003) keine Rücksicht genommen. Die Liste teilt die Waldgefäßpflanzen Deutschlands entsprechend ihrer Bindung an Wälder in vier Kategorien ein.

Die erste. Kategorie umfasst Arten der Baum-, Strauch- und Krautschicht, die schwerpunktmäßig in geschlossenem Wald vorkommen und somit sehr stark an Wald und die vorherrschenden dunklen Lichtverhältnisse angepasst sind (Kat. 1). Die zweite Kategorie (Kat. 2) beinhaltet Wald gebundene Arten, die vorwiegend an Waldrändern und auf Waldverlichtungen vorkommen. Arten, die gleichsam im Wald und im Offenland vorkommen, werden der Kategorie drei (Kat. 3) zugeordnet. Kategorie vier (Kat. 4) umfasst alle Arten mit Schwerpunkt Offenland, die man aber auch im Wald vorfinden kann. Alle in dieser Liste nicht aufgeführten Arten werden als typische Offenlandarten bzw. als waldfremde Arten eingestuft und bei dieser Auswertung als Kategorie fünf (nicht im Wald vorkommend, keine Waldart) (Kat. 5) bezeichnet.

Die fünf Kategorien wurden auf Verteilungsunterschiede zwischen den Aufnahmejahren und den Nutzungstypen untersucht.

Zusätzlich wurden dominante Arten gesondert auf ihre Zugehörigkeit zu den jeweiligen Kategorien und auf Unterschiede zwischen beiden Nutzungstypen untersucht.

Zudem wurden aus den ersten drei Kategorien eine bis zwei Arten ausgewählt (Indexarten). Deren Kriterium sollte sein, dass sie möglichst in allen UF und auch in beiden Aufnahmejahren vorhanden sind, damit ihre Deckungsveränderung zwischen 1999 und 2007 zwischen den Nutzungstypen verglichen werden konnte. Überdies sollte überprüft werden, ob sich von den Indexarten ein charakteristisches Verhalten der jeweiligen Kategorie ableiten lässt.

Aufgrund der unterschiedlichen Probekreisanzahl je UF wird für jeden zu vergleichenden Wert bzw. Index der Durchschnitt pro Probekreis und danach nochmals der Gesamtdurchschnitt aller Probekreise einer Untersuchungsfläche berechnet. Für die Analyse der Artenzahl, Diversität, Dominanz, etc. ist dies eine gängige Vorgehensweise. Für die Auswertung der unterschiedlichen Waldkategorien erscheint dieses Vorgehen allerdings wenig aussagekräftig, da ein doppelt berechneter Durchschnittswert nichts mehr über die wesentlichen Anteile einer Kategorie aussagt. Um dieses Problem zu lösen, wurde ein Perturbations-Index (Störungsindex) entwickelt, da angenommen wird, dass sich mit zunehmender Störung im Bestand durch forstlichen Eingriff oder natürliche Ereignisse (Sturm, Windwurf, Alterung, Absterbeprozess) und der dadurch erhöhten Lichteinstrahlung durch Lücken der Anteil von Offenlandarten bzw. waldfernen oder -fremden Arten erhöht.

Da der Artenanteil von Kategorie 2 und 4 erstens in allen Untersuchungsflächen gering ist und sich zweitens über die beiden Aufnahmejahre nicht maßgeblich verändert hat, wurden bei der vertiefenden Auswertung die fünf Kategorien auf 3 Hauptkategorien (Kat.1, Kat. 3, Kat.5) zusammengefasst, um Unterschiede zwischen den Nutzungstypen deutlich zu machen und einen aussagekräftigen vergleichbaren Wert je Untersuchungsfläche zu erhalten. Für die nach SCHMIDT et al. (2003) definierten Arten der Kategorien 1 und 2 wurde der Wert 1, für intermediäre Wald- und Offenlandarten der Kategorien 3 und 4 der Wert 2 und für Nichtwaldarten der Kategorie 5 der Wert 3 vergeben.

Der Index schwankt zwischen den Werten 1 und 3, gibt mit steigendem Wert eine höhere Anzahl nicht Waldtypischer Arten der Kategorie 5 an und verweist somit auf erhöhten Lichteinfluss im Bestand. Da in Wäldern ein gewisser Prozentsatz an Beschattung durch die Baumkronen normal ist, schwankt der Index zwischen 1,2 und 1,5.

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Die Moosschicht wurde mit Art und Deckungsgrad auf den jeweiligen Substraten erfasst. Aufgrund der meist kleinflächigen Vorkommen wurden dazu bis zu einer Deckung von 1% = 3,14 m² aufsteigende quantitative Flächenklassen gewählt. WINTER (2005). Tabelle nach WINTER (2005, S.44) Deckungsgradklassen zur quantitativen Schätzung von Moosvorkommen (siehe Tabelle 2.2.2). Eine Seitenlänge von 170 cm x 170 cm entspricht ~ 1 Prozent einer Probekreisfläche. Darüber hinausgehende Deckungen wurden in 0,5 Prozentschritten geschätzt.

Die Angabe der Seitenlänge erleichtert die Deckungsgradschätzung (siehe Tabelle 2.2.2).

Tabelle 2.2.2: Deckungsgradklassen zur Erfassung der Moosschicht (WINTER 2OO5)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Foto: S. Braun 2OO7, Heilige Hallen (R2) Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten In fünf Untersuchungsflächen wurden 1999 Moosaufnahmen erhoben. Zusätzlich zu den, im Jahr 1999 aufgenommenen Flächen wurden 2007 sechs weitere Flächen auf Moosarten und Deckung untersucht. Bei der Auswertung wurden zuerst die fünf Flächen verglichen, bei denen zwei Datensätze (1999 und 2007) vorlagen. Unabhängig davon wurden die Gesamtdaten der Moosaufnahmen von 2007 auf Unterschiede und Besonderheiten untersucht (siehe Anhang IV).

Die Bestimmung und Nomenklatur der Gefäßpflanzen und der Moose wurde anhand folgender Literatur vorgenommen:

Bestimmungsliteratur:

ROTHMALER W., Bäßler M., Jäger E. J., Werner K. (1996) Exkursionsflora von Deutschland – Gefäßp flanzen, Grundband, Fischer Verlag, Stuttgart, 811. S.

ROTHMALER W. (2000) Exkursionsflora von Deutschland, Bd.3, Gefäßpflanzen, Atlasband,

Fischer Verlag, Stuttgart, 753 S.

FRAM J.-P. & FREY W. (1992) Moosflora, 3. Auflage, Ulmer Verlag, Stuttgart, 528 S.

BENKERT D., FUKAREK F, KORSCH H.(1996) Verbreitungsatlas der Farn- und Blütenpflan zen Ostdeutschlands, Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, 615 S.

Nomenklatur:

WISSKIRCHEN & HAEUPLER (1998) Standardliste der Farn- und Blütenpflanzen Deutschlands, Ulmer Verlag, Stuttgart, 765 S.

KLAWITTER, J., RÄTZEL, S. & SCHAEPE, A. (2002): Gesamtartenliste und Rote Liste der Moose des Landes Brandenburg. Naturschutz und Landschaftsp fl ege in Brandenburg 11 (4): 103 S.

Nicht vor Ort bestimmbare Moose wurden mit Hilfe eines Binokulars (Zeiss ST EMI DV 4) und eines Mikroskopes (Zeiss Primo Star) bestimmt.

Die Humusmächtigkeit des Auflagehumus (L, Of, Oh) wurde makroskopisch nach der Anleitung der forstlichen Standortsaufnahme (6. Auflage 2003) gemessen. Hierfür wurde auf jedem Probekreis ein Humusqua der von 10 x 10 cm ausgehoben und die Mächtigkeit der Humuslagen gemessen.

L = Streulage, oberste Schicht aus teilweise zersetzten Pflanzenabfällen (Förna) Of = Vermoderungshorizont, F- Lage von schwed. „förmulting“ )

Oh = Humusstoffhorizont, H –Lage von schwed. „humusämne“, meist > 70 % aus organischer Feinsubstanz)

Die Methode zur Erfassung der Deckung der Baumschicht in verschiedenen Höhen wurde im Hinblick auf Vergleichbarkeit mit den bereits im Jahre 2000 erhobenen Daten übernommen aber. verfeinert, um detaillierte Aussagen über die Auswirkung der Lichteinstrahlung auf die Bodenvegetation treffen zu können. Zusätzlich wurden die Baumart und deren Deckung pro Schicht erfasst. Die Baumschicht wurde in sechs Straten (Schichten) unterteilt (siehe Abb. 2.2.2). Die Strauchschicht wurde in diese Schätzeinteilung mit integriert, um auch Verjüngungstrupps stärker berücksichtigen zu können. Ausgehend von der Boden nahen Schicht 1a (BS 1a: 1 m bis 2 m) wurden die verschiedenen Bestandesschichten stufenweise zuerst im 3 Meter-Abstand (BS 1b: 2 m bis 5 m), dann im 5 Meter-Abstand (BS 1c: 5 m bis 10 m) und schließlich in Zehn- Meter- Abständen (BS 2: 10 m bis 20 m; BS 3: 20 m bis 30 m; BS 4: 30 m bis 40 m) unterteilt. Diese stufenweise ansteigende Klassenbreite wurde gewählt, um einen differenzierteren Einfluss der tieferen (bodennahen) Baumschichten bis 10 m auf die Bodenflora besser untersuchen zu können.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 2.2.2: Einteilung der Baumschicht in sechs verschieden e Straten (Schichten)

Die Höhenschätzung des stehenden Totholzes (ab 7 cm Durchmesser, 6 cm ohne Rinde) erfolgte anhand desselben Schemas der Baumschichtung (siehe Abb. 2.2.2) um nachvollziehen zu können in welche Höhenstufen das stehende Totholz reicht. Zusätzlich wurde bei jedem stehenden Totholzstamm der Brusthöhendurchmesser [1,30 m] gemessen und die Baumart erfasst.

Der Einfluss der forstlichen Nutzung auf die Entwicklung der untersuchten Waldgebiete wurde mit Hilfe der Ergebnisse von WINTER (2005) sowie einer aktuellen Umfrage bei den zuständigen Forstämtern zur forstlichen Eingriffe im Zeitraum 1999 und 2007 untersucht Gefragt wurde nach der Art, der Anzahl und dem Zeitpunkt der Eingriffe im Zeitraum zwischen beiden Erhebungsjahren, dem Entnahmesatz pro Eingriff, sowie dem Ziel und der verwendeten Technik (Maschinen, Geräte, Rückegassenabstand) bei der Holzernte. Zusätzlich wurde der Bestockungsgrad vor und nach den Eingriffen erhoben.

Aus den erlangten Ergebnissen wurde die Anzahl der Eingriffe pro Jahrzehnt und der Entnahmesatz von Holz pro Hektar und Jahr kalkuliert. Weiterhin wurden Bestockungsgrad, Nutzungsziele und angewandte Ernteverfahren analysiert.

2.3 Statistische Verfahren und Indizes

2.3.1 statistische Verfahren und Signifikanztests

Die statistische Analyse wurde mit dem Programm SPSS 16.0 durchgeführt.

Die Daten wurden zuerst anhand des Kolmogorov-Smirnov-Tests auf Normalverteilung überprüft. War der Datensatz normal verteilt, so wurden beim Vergleich der beiden Aufnahmejahre der T- Test bei verbundenen Stichproben angewandt. Bei der Untersuchung innerhalb eines Aufnahmejahres wurde der T-Test für unabhängige Stichproben als Signifikanztest verwendet.

Waren die Daten nicht normal verteilt oder ordinal skaliert, so wurde z ur Untersuchung von statistisch gestützten Unterschieden der U-Test nach Mann & Whitney bzw. der Test nach Wilcoxon verwendet. Letzterer beruht auf einer Rangreihe der absoluten Wertepaardifferenzen und wurde ebenfalls beim T-Test bei gepaarten (abhängigen) Stichproben herangezogen, um beide Aufnahmejahre zu vergleichen.

Um den Einfluss des Aufnahmejahres bzw. des Nutzungstyps (Referenz- bzw. Wirtschaftswälder) auf die Artenzahl, Deckung und die berechneten Indizes (Diversität, Dominanz, Perturbationsindex) zu untersuchen, wurde eine einfaktorielle Varianzanalyse (einfaktorielle ANOVA) durchgeführt. Sie sollte klären, ob Differenzen zwischen den Mittelwerten auf zufälligen Schwankungen beruhen oder signifikant sind. Als Post hoc-Tests wurden der LSD- Test und der Test nach T ukey-B verwendet.

Zur Ermittlung von Korrelationen zwischen den verschiedenen Deckungen der einzelnen Baumschichten mit den erhobenen Parametern der Bodenschicht (Moose, Gefäßpflanzen) wurde die Rangkorrelation nach Spearman (Rho) berechnet, da die Daten beider Jahre nicht alle einheitlich normal verteilt bzw. auch intervallskalierte Daten in die Berechnung eingebunden waren und mehr als zwei Variablen auf Korrelationen untersucht wurden.

Korrelationen liegen zwischen -1 und +1 und weisen auf einen funktionalen und linearen Zusammenhang hin, wobei mit Annäherung an den Nullwert der stochastische Zusammenhang abnimmt und in der Zahl 0 ganz verschwindet. Alle Werte, die > bzw. < 0 sind, müssen

zusätzlich auf ihre ökologische Aussagekraft überprüft werden.

Signifikanzen werden auf drei verschiedenen Niveaus angegeben:

p >.05 nicht signifikant

p ≤ .05 = signifikant (*)

p ≤ .01 = hoch signifikant (**)

p ≤ .001 = höchst signifikant (***)

2.3.2 Berechnete Indizes

Folgende Indizes wurden für die vorliegende Arbeit berechnet:

1) Artendichte (species density), 2) Dominanz nach Mc Naughton (1970), 3) Ähnlichkeit nach JACCARD (1912), 4) Diversität nach SHANNON- WIENER (1976), 5), EVENESS (MAC ARTHUR 1965; HAEUPLER 1982) und 5) Turnoverrate(DEVRIES et al. 1990). Diese werden im Folgenden näher ausgeführt.

1) Artendichte

Die Artendichte stellt die Gesamtartenzahl der Krautschicht in einem Untersuchungsgebiet im Bezug zur Gesamtfläche dar und wird in Artenzahl pro Hektar angegeben. Je höher der Wert der Artendichte ist, desto höher ist auch die Artenzahl pro Untersuchungsfläche.

2) Dominanz nach MC NAUGHTON (1970)

Der Dominanzindex nach Mc Naughton wird berechnet aus der Summe des prozentualen Anteils der beiden häufigsten Arten an der Gesamtdeckung der Kraut- bzw. Moosschicht.

Weiterführende Auswertung auf der Basis des Dominanzindex:

Die Dominanz nach Mc Naughton berücksichtigt die beiden mit der höchsten Deckung beteiligten Arten zur Indexberechnung. Es gibt aber auch Probekreise, auf denen mehr als zwei Arten die von Mc Naughton geforderte höchste Deckung erreichen. Um dies genauer zu untersuchen, wurde eine Liste mit allen Gefäßpflanzen- und Moosarten erstellt, die nach dem Dominanzindex zwar dominant sind, aber aufgrund der Formel nach Mc Naughton keine Berücksichtigung finden. Diese Liste wurde zuerst auf Unterschiede zwischen den Nutzungstypen hinsichtlich der Arten und ihrer Zugehörigkeit zu der jeweiligen Waldartenkategorie nach SCHMIDT et al. (2003) und dann auf Deckungsunterschiede untersucht.

3) die Ähnlichkeit nach JACCARD (1912)

Der Jaccard- Index nach dem Schweizer Botaniker Paul Jaccard (1868 – 1944) ist eine Kennzahl für die Ähnlichkeit von Mengen, hier speziell von qualitativen Merkmalen von Mengen. Um den Jaccard- Index zweier Mengen zu berechnen, teilt man die Anzahl der gemeinsamen Elemente durch die Größe der Vereinigungsmenge.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die Ähnlichkeit nach JACCARD wurde mit dem Programm PAST berechnet. Zum einen wurde

dieser Index für die Entwicklung der Ähnlichkeit innerhalb einer Untersuchungsfläche im Bezug auf die beiden Erhebungsjahre berechnet. Zum anderen wurden alle Probekreise der untersuchten 11 UF untereinander paarweise verglichen. Da zehn der elf Untersuchungsflächen mindestens 13 Probekreise aufweisen, wurde die Probekreiszahl auf 13 Probekreise reduziert, um eine bessere und vergleichbare Auswertung zu ermöglichen. Bei allen übrigen Analysen wurden die gesamte erhobene Probekreisanzahl je Untersuchungsgebiet verwendet.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

g = Anzahl der in beiden Aufnahmen vorkommenden arten ges = Gesamtartenzahl der beiden aufnahmen = g + a + b

a = Anzahl der nur in Aufnahme i vorkommenden Arten b = Anzahl der nur in Aufnahme j vorkommenden Arten

ALPHA-DIVERSITÄT

4) Diversität nach SHANNON-WIENER: (1976)

„Die eigentliche Bedeutung des Diversitätsindex nach Shannon und Wiener wird als die Ungewissheit beschrieben, eine bestimmte Art bei zufälliger Probenahme aufzufinden (MÜHLENBERG 1993).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

H’ = Diversitätsindex

S = Gesamtzahl der Arten

N = Summe der Bedeutungswerte aller Arten ni = Bedeutungswert der Art i

pi = Relativer Anteil der Art i zwischen o und 1

5) Gleichverteilung – Eveness (MAC ARTHUR 1965; HAEUPLER 1982) Hmax = ln S E = H’ /H max

Die Diversität nach SHANNON-WIENER (1976), die Eveness (MAC ARTHUR 1965; HAEUPLER 1982), die Dominanz nach Mc Naugthon, die Artendichte und die Turnoverratewurden in Excel (Windows, 2003) berechnet.

BETA-DIVERSITÄT

6) Turnoverrate[T OR] (DEVRIES et al. 1990)

Die Turnoverrate kennzeichnet die Veränderung der Pflanzengemeinschaften entlang eines - in diesem Fall zeitlichen - Gradienten. So wie sich Lebensräume entlang topographischer und klimatischer Gradienten verändern, so verändert sich auch die Artenzusammensetzung. (T REMP , 2005). Das Wegfallen bzw. neu auftreten von Arten (turnover rate), dieser Austausch, der in gleicher Weise über die Zeit betrachtet und berechnet werden kann, wird auch als Beta- Diversität bezeichnet. Es wird dabei nur die An- oder Abwesenheit von Arten berücksichtigt (MÜHLENBERG 1993).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

+An1n2 = Zahl der Arten, die beim Übergang von einem Aufnahmezeitpunkt zum nächsten neu auftreten.

-A n1n2 = Zahl der Arten, die nach dem Übergang fehlen. n1 = Gesamtzahl der in Aufnahme 1 auftretenden Arten n2 = Gesamtzahl der in Aufnahme 2 auftretenden Arten

Bei der graphischen Darstellung der Untersuchungsflächen wurde die Reihenfolge durchgehend bei allen erhobenen Variablen so gewählt, dass links die Referenzfläche aufgeführt sind und anschließend die Wirtschaftswälder folgen, deren Ähnlichkeit zu den Referenzflächen von links nach rechts abnimmt ([R3, R2, K2],W10, W9, W8, W7, W12, W11, W2, W1). Diese Reihenfolge ergab sich bei den ersten Ergebnissen zur Artenzahl pro Probekreis, Artendichte und zur Verteilung der Waldartenkategorien.

Alle in dieser Arbeit abgebildeten Fotos wurden von S. Braun im Sommer 2007 gemacht.

2.4 Abkürzungen

An dieser Stelle werden für die vorliegende Arbeit verwendete Abkürzungen aufgeführt:

SD Standardabweichung, doppelter Standardfehler MW Mittelwert

UF Untersuchungsfläche, Untersuchungsgebiet Pk Probekreis

R Referenzwälder, Referenzflächen, unbewirtschaftete UF

W Wirtschaftswaldflächen, Wirtschaftswälder, bewirtschaftete UF

Kat. 1-5 Einteilung nach der Liste der Waldgefäßpflanzen (SCHMIDT et al., 2003) WA-Kat. Waldartenkategorien (Kat. 1-5)

BS Baumschicht

BS 1a 1 bis 2 Meter Höhe

BS 1b 2 bis 5 Meter Höhe

BS 1c 5 bis 10 Meter Höhe

BS 2 10 bis 20 Meter Höhe

BS 3 20 bis 30 Meter Höhe

BS 4 30 bis 40 Meter Höhe

TOR T urnoverrate

RL Rote Liste

RL 1 Rote Liste Gefährdungskategorie 1 – vom Aussterben bedroht RL 2 Rote Liste Gefährdungskategorie 2 – stark gefährdet

RL 3 Rote Liste Gefährdungskategorie 3 – gefährdet HDF Hochdurchforstung

3. Ergebnisse

3.1 Analyse der Krautschicht

3.1.1 Zeigerwerte nach ELLENBERG (1992)

Hinsichtlich der Veränderung der Zeigerwerte zwischen beiden Aufnahmejahren, zeigt sich ein relativ homogenes Bild bei fast allen Werten. Lediglich Lichtzahl, Reaktionszahl und Feuchtezahl haben im Verlauf der acht Jahre um einen Punktwert abgenommen (siehe Tabelle 3.1.1)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tabelle 3.l.l Zeigerwerte nach ELLENBERG (l992)

Auch auf Bestandesebene werden nur geringe Schwankungen sichtbar, insgesamt liegt die Abnahme der Zeigerwerte meist unterhalb einer halben Skalenstufe. Sie sind somit gering, und noch im Rahmen kurzfristiger Schwankungen zu sehen. Bis auf die Lichtzahl, werden keine signifikanten Unterschiede zwischen Referenz- und Wirtschaftswäldern sichtbar, was wieder um die von WINTER (2005) vorausgesetzte Vergleichbarkeit der Untersuchungsflächen bestätigt (siehe Anhang III). Die Reaktions- und Stichstoffzahlen weisen auf die Zugehörigkeit der Untersuchungsflächen zum Waldmeisterbuchenwald hin. Die mit standortsreicheren Teilen ausgeprägte Referenzfläche Fauler Ort (R3) zeigt dies anhand erhöhter Werte der Reaktions- und Stickstoffzahlen (R- Zahl 2007: 6,6; N- Zahl 2007: 6,4)

Die Temperaturzahl schwankt in beiden Jahren zwischen 5,0 und 5,3 und kennzeichnet somit die erfassten Gefäßpflanzen als Mäßigwärmezeiger.

Die mittlere Feuchtezahl schwankt in beiden Jahren zwischen 5,5 und 5,9 und verweist sowohl in beiden Jahren als auch in allen elf UF auf frische bis mittelfeuchte Bodenverhältnisse.

Die mittlere Kontinentalitätszahl schwankt zwischen 3,1 und 3,5 (gemäßigtes Klima bis Seeklima) und liegt 2007 in den Referenzflächen einheitlich niedriger als in den bewirtschafteten Flächen, was jedoch statistisch keine Signifikanz ergibt. Die geographische Nähe einiger UF spiegelt sich auch in der Kontinentalitätszahl wider. So weisen R2, W1 und W2, die nur wenige Kilometer auseinander liegen, 1999 sehr ähnliche Werte auf (K- Zahl 3,4 – 3,5). 2007 ist dies bei beiden Wirtschaftsflächen (W1, W2) immer noch der Fall (K- Zahl 3,2 – 3,3), jedoch weicht der niedrigere Wert der Heiligen Hallen (R2) mit 3,05 stärker ab als erwartet.

Die Lichtzahl liegt 2007 in allen Untersuchungsflächen höchst signifikant niedriger als 1999 (p

= .001). Die Referenzflächen weisen im Jahr 2007 mit einer mittleren Lichtzahl von 3,7 (SD = 0,11) einen hoch signifikant niedrigeren Wert als die bewirtschafteten Untersuchungsflächen mit 4,3 (SD = 0,16) auf (p = .005) (siehe Abb. 3.1.1). Insgesamt überwiegen also 2007 auf den Untersuchungsflächen Schatten- bis Halbschattenpflanzen. Die Lichtverhältnisse sind im Zeitraum der acht Jahre insgesamt dunkler geworden (2007: L-Zahl 4). 1999 lag das Mittel der Lichtzeigerwerte bei 5 (Halbschattenpflanze, > 10 % rel. Beleuchtung)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3.l.l: Licht-Zahl (ungewichtet) beider Aufnahmejahre nach Jahr und Nutzungstyp

3.1.2 Deckung der Krautschicht

In Bezug auf beide Aufnahmejahre ohne Einteilung in Nutzungstypen besteht kein signifikanter Unterschied hinsichtlich der Deckung der Krautschicht mit einer durchschnittlichen Abnahme um 1 % Deckung je Probekreis (siehe Abb. 3.1.2.1). Die Gesamtdeckung pro Probekreis liegt zwar in den Referenzwäldern mit 25 % im ersten Aufnahmejahr und 21 % im Jahr 2007 in beiden Jahren konstant niedriger als die Deckung in den bewirtschafteten Flächen (1999: 36 %; 2007: 31 % mittlere Deckung), durch die hohe Varianz der einzelnen Untersuchungsflächen kann jedoch 2007 kein statistisch abgesicherter Unterschied mehr nachgewiesen werden. (Einzelwerte je UF siehe Anhang IV)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3.l.2.l: mittlere Gesamtdeckung pro Probekreis nach Jahr und Nutzungstyp

3.1.3 Dominanz- Index nach McNAU GHTON (1970)

Für das Aufnahmejahr 1999 stellte WINTER (2005) einen hoch signifikanten Unterschied zwischen Referenz- und Wirtschafswaldflächen fest. Die Referenzwälder hatten einen wesentlich höheren Indexwert als die Wirtschafswälder. 2007 haben sich die Dominanzverhältnisse vor allem in den Wirtschafswäldern großteils stark an die Referenzwälder angeglichen und ein neuer Unterschied ergibt sich nicht mehr. (siehe Abb. 3.1.3.1)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3.l.3.l: Dominanz nach Mc Naughton nach Jahr und Nutzungstyp

3.1.4 Artenspektrum

Die Anzahl der Arten, die bei beiden Aufnahmen erhoben wurde, hat von 203 im ersten Aufnahmejahr auf 178 Arten im Jahr 2007 abgenommen. In sieben der elf Untersuchungsflächen fand eine mehr oder weniger starke Artenreduzierung statt. Der Kruskal- Wallis- Test ergab für die Artenzahl der Wirtschafswaldflächen einen höchst signifikanten Unterschied (p = .001) zwischen den Aufnahmejahren 1999 und 2007.

In Abbildung 3.1.4.1 sind die entsprechenden absoluten Artenzahlen pro Untersuchungsfläche aufgeführt. Die Entwicklung der Gesamtartenzahl pro Untersuchungsgebiet zeigt in den meisten UF einen Artenrückgang. In drei Untersuchungsflächen (R2, W12 und W2) ist ein Artenanstieg zu verzeichnen. Insgesamt fällt die, im Vergleich zu den restlichen UF niedrige Gesamtartenzahl der Referenzflächen und der Wirtschaftswaldfläche Schwarzes Loch (W10) auf. Die hohe Probekreiszahl der Referenzfläche Heilige Hallen (R2) wirkt sich also nicht auf die Zahl der erfassten Arten aus. Mit steigender Probekreiszahl steigt die Zahl der Arten nicht zwangsläufig –wie zu erwarten wäre- an.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3.l.4.l: Artenspektrum pro Untersuchungsgebiet und Aufnahmejahr.

Wie bereits WINTER (2005) feststellte, sinkt die mittlere Artenzahl pro Probekreis mit der Dauer des Nutzungsverzichts. Kamen 1999 auf den drei Referenzflächen im Mittel 14 Arten pro Probekreis (SD = 6,3) vor, so sank die mittlere Artenzahl bis zum Jahr 2007 auf 11 Arten (SD = 5.7). Auf den Wirtschafswaldflächen sank die mittlere Artenzahl pro Probekreis von 18 Arten (SD = 8.7) im Jahr 1999 auf 16 Arten (SD = 8.2) im Jahr 2007. Da die Schwankungen bezüglich der Artenzahl innerhalb der Untersuchungsflächen sehr groß sind, lässt sich dieser

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3.l.4.2: mittlere Artenzahl pro Probekreis nach Jahr und Nutzungstyp

3.1.5 Artendichte

Ebenso zeigte die Artendichte von 1999 bereits eine große Variationsbreite (36 – 141 Arten pro Hektar) zwischen den Untersuchungsflächen. 2007 ist diese Wertespanne zwischen 41 und 84 Arten pro Hektar weit weniger stark ausgeprägt (siehe Anhang IV). Betrachtet man für alle elf Untersuchungsflächen zusammen die Unterschiede zwischen den acht Jahren, so ist die Artendichte von durchschnittlich 80 Arten pro Hektar (SD = 24,7) auf 57 Arten pro Hektar (SD = 15) gesunken. Die Unterscheidung nach Nutzungstypen (Abb. 3.1.5.1) zeigt, dass in beiden Aufnahmejahren die Artendichte der Referenzwälder (1999: 56, SD = 15,6; 2007: 48, SD = 6,9) deutlich niedriger ist als in den Wirtschaftswäldern (1999: 90, SD = 30,7; 2007: 77, SD = 80,5).

Insgesamt hat sich die Artendichte auf Bestandesebene weniger verändert als die Diversität auf Probekreisebene, die im Folgenden dargestellt wird.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3.l.5.l: Artendichte nach Jahr und Nutzungstyp

3.1.6 Div ersität nach Shannon- Wiener und Eveness

Bezüglich der Diversität nach Shannon- Wiener stellte WINTER (2005) für das Jahr 1999 einen signifikanten Unterschied zwischen Referenz- und Wirtschafswaldflächen.

Dies bestätigte sich für das Jahr 2007 nicht (p = .39). Jedoch ergab der nichtparametrische Test nach Wilcoxon für die Diversität in den Wirtschafswaldflächen einen hoch signifikanten Unterschied (p = .008) zwischen beiden Aufnahmejahren 1999 und 2007. Zwischen den acht Jahren, die zwischen den Aufnahmen liegen, hat somit eine starke Veränderung der Artzusammensetzung und -vielfalt stattgefunden. Die Diversität nach Shannon- Wiener lag 1999 sowohl in den Referenzflächen als auch in den Wirtschaftswäldern generell höher als im Jahr 2007. (siehe Abb. 3.1.6.1)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3.l.6.l: Diversität nach Shannon Wiener nach Jahr und Nutzungstyp

Die Gleichverteilung der Arten verhält sich in den bewirtschafteten Untersuchungsgebieten

ähnlich wie die Diversität. 1999 bestand noch ein signifikanter Unterschied zwischen Referenz- und Wirtschaftswäldern (p = .016). 2007 lässt sich jedoch kein signifikanter Unterschied zwischen Referenz- und Wirtschaftsflächen hinsichtlich der Gleichverteilung der Arten erkennen (p = .104). Allerdings unterscheidet sich die Eveness insgesamt zwischen den beiden Aufnahmejahren Jahren hoch signifikant (p = .011). In den Referenzflächen steigt die Eveness zwischen 1999 und 2007 tendenziell an, während sie in den bewirtschafteten Flächen hingegen stark sinkt. (siehe Abb. 3.1.6.2)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3.l.6.2: Gleichverteilung (Eveness) nach Jahr und Nutzungstyp

3.1.7 Waldartenanteil nach SCHMIDT et al. (2003)

Die Abbildung 3.1.7.1 zeigt die prozentuale Verteilung der Waldartenkategorien je Untersuchungsfläche und deren Veränderung zwischen 1999 und 2007. Den größten Anteil nehmen typische Waldarten der Kategorie 1 ein. Arten der Kategorie 2 und 4 spielen eine vergleichsweise geringe Rolle und bleiben in ihrer Entwicklung auf allen Untersuchungsflächen relativ konstant. Aus der Abbildung wird beim prozentualen Anteil der Waldarten (Kategorie 1) ein Gefälle von den Referenzflächen zu den Wirtschaftsflächen sichtbar. Je größer der Unterschied einer Wirtschaftswaldfläche zu den Referenzflächen, desto wichtiger wird der Anteil von Arten der Kategorien, die nicht unbedingt auf den Wald angewiesen bzw. waldfern sind. In den meisten UF kommt es im Jahr 2007 zu einem Anstieg des Anteils der Arten der Kategorie 1.

[...]

Ende der Leseprobe aus 123 Seiten

Details

Titel
Vegetations- und Strukturdynamik in Tieflandbuchenwäldern
Untertitel
Ein Zeitvergleich bei unterschiedlicher Nutzungsintensität
Hochschule
Technische Universität München  (WZW- Forstliche Lehranstalt)
Note
1,3
Autor
Jahr
2009
Seiten
123
Katalognummer
V166143
ISBN (eBook)
9783640826759
ISBN (Buch)
9783640826520
Dateigröße
2766 KB
Sprache
Deutsch
Anmerkungen
Schlagworte
Buchenwald, Tieflandbuchenwälder, Bodenvegetation, Baumschichtanalyse, Moossynusien, Nutzungsintensität in Buchenwäldern, Totholz, Norddeutschland
Arbeit zitieren
Susanne Margarete Braun (Autor), 2009, Vegetations- und Strukturdynamik in Tieflandbuchenwäldern, München, GRIN Verlag, https://www.grin.com/document/166143

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