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Über den Einsatz von Laufkäferzönosen als Indikator für Lebensraumzustände und Lebensraumveränderungen

Diplomarbeit 2005 197 Seiten

Landschaftsnutzung und Naturschutz

Leseprobe

Inhaltsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis

Tabellenverzeichnis

Abkürzungsverzeichnis

1 Einleitung und Zielsetzung

2 Material und Methoden
2.1 Erfassung der Carabidenzönosen
2.2 Determination, Präparation und Aufbewahrung
2.3 Bewertungsansätze
2.3.1 Gesamtartenzahl
2.3.2 Aktivitätsdominanz und Dominanzklassen
2.3.3 Speziesdiversität und Eveness
2.3.4 Daten zur Autökologie der Carabiden
2.3.4.1 Biotopbindung
2.3.4.2 Flugdynamik
2.3.4.3 Körpergröße und Größenklassen
2.3.4.4 Jahresrhythmik
2.3.4.5 Gefährdungsgrad der Arten
2.3.5 Ähnlichkeitsindizes
2.3.5.1 Jaccardsche Zahl
2.3.5.2 Percentage Similarity nach Renkonen
2.3.5.3 Ähnlichkeitsindex nach Wainstein
2.3.6 Forest-Affinity-Index
2.3.7 Clusteranalysen
2.3.8 Naturschutzfachliche Bewertung
2.4 Phänologische Dokumentation der Fallenexposition
2.5 Vegetationserfassung

3 Die Untersuchungsgebiete
3.1 Überblick über die Probenahmegebiete der UPB
3.2 Agrarökosysteme
3.2.1 PNG Bornhöveder Seengebiet
3.2.2 PNG Oberbayerisches Tertiärhügelland
3.3 Ballungsraumnahe Ökosysteme
3.3.1 PNG Saarländischer Verdichtungsraum
3.3.2 PNG Dübener Heide
3.4 Forstökosysteme
3.4.1 PNG BR Pfälzerwald
3.4.2 PNG Solling
3.5 Naturnahe terrestrische Ökosysteme
3.5.1 PNG NP Hochharz
3.5.2 PNG BR/NP Bayerischer Wald
3.5.3 PNG BR/NP Berchtesgaden

4 Darstellung und Interpretation der Ergebnisse
4.1 Vegetation der Probenahmeflächen
4.1.1 Überblick über die potentielle natürliche Vegetation
4.1.2 Gruppierung der PN-Flächen nach synökologischen Gruppen
4.1.3 Vegetationsstruktur der Probenahmeflächen
4.1.4 Standorteigenschaften nach Zeigerwerten
4.2 Phänologische Dokumentation der Erfassungszeiträume
4.3 Fallenfänge
4.4 Biologisch-ökologische Charakterisierung der erfassten Laufkäferarten
4.5 Informationsgehalt der Carabidenzönosen
4.5.1 Bornhöveder Seengebiet
4.5.1.1 Probenahmefläche BH-F1:03102
4.5.1.2 Probenahmefläche BH-F2:03102
4.5.1.3 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.2 Oberbayerisches Tertiärhügelland
4.5.2.1 Probenahmefläche BTH-B:16152
4.5.2.2 Probenahmefläche BTH-F:16144
4.5.2.3 Probenahmefläche BTH-B:16154 bzw. BTH-F:16146 (Mischfläche)
4.5.2.4 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.3 Saarländischer Verdichtungsraum
4.5.3.1 Probenahmefläche SL-W-B/Bo:02202
4.5.3.2 Probenahmefläche SL-W-F:02201
4.5.3.3 Probenahmefläche SL-SKW-F1:02301
4.5.3.4 Probenahmefläche SL-SKW-F2:02301
4.5.3.5 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.4 Dübener Heide
4.5.4.1 Probenahmefläche DH-K:11270
4.5.4.2 Probenahmefläche DH-K:11281
4.5.4.3 Probenahmefläche DH-Bo:11281
4.5.4.4 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.5 Biosphärenreservat Pfälzerwald
4.5.5.1 Probenahmefläche PW-B:15143
4.5.5.2 Probenahmefläche PW-B:15146
4.5.5.3 Probenahmefläche PW-F:15132
4.5.5.4 Probenahmefläche PW-F:15138
4.5.5.5 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.6 Solling
4.5.6.1 Probenahmefläche SO-B:14145
4.5.6.2 Probenahmefläche SO-B:14146
4.5.6.3 Probenahmefläche SO-F:14131
4.5.6.4 Probenahmefläche SO-F:14132
4.5.6.5 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.7 Nationalpark Hochharz
4.5.7.1 Probenahmefläche HH-B:12089
4.5.7.2 Probenahmefläche HH-F1:12100
4.5.7.3 Probenahmefläche HH-F10:12100
4.5.7.4 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.8 Biosphärenreservat/Nationalpark Bayerischer Wald
4.5.8.1 Probenahmefläche BW-B:05102
4.5.8.2 Probenahmefläche BW-F:05101
4.5.8.3 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.9 Biosphärenreservat / Nationalpark Berchtesgaden
4.5.9.1 Probenahmefläche BG-B:01245
4.5.9.2 Probenahmefläche BG-B:01248
4.5.9.3 Probenahmefläche BG-F:01261
4.5.9.4 Probenahmefläche BG-F:01265
4.5.9.5 Probenahmefläche BG-F:01267
4.5.9.6 Zusammenfassende Gebietsbewertung
4.5.10 Zusammenfassender Überblick
4.5.10.1 Aktivitätsdichten und Artenzahlen
4.5.10.2 Speziesdiversität und Eveness
4.5.10.3 Daten zur Autökologie der Carabiden
4.5.10.4 Forrest-Affinity-Index
4.5.10.5 Bedeutung der Probenahmeflächen für gefährdete Arten
4.6 Naturschutzfachliche Gesamtbewertung
4.7 Ergebnis der Clusteranalyse

5 Diskussion
5.1 Erfassungsmethode
5.2 Phänologische Dokumentation des Erfassungszeitraumes
5.3 Zusammenfassende Diskussion über die Carabidenzönosen
5.4 Naturschutzfachliche Bewertung
5.5 Clusteranalyse
5.6 Schlussbetrachtung

6 Zusammenfassung

Literaturverzeichnis

Anhang A: Phänologischer Erfassungsbogen

Anhang B: Mittlere Zeigerwerte der Probenahmeflächen

Anhang C: Eindrücke der Probenahmeflächen
C.1 PNG ‚Bornhöveder Seengebiet’
C.2 PNG ‚Oberbayerisches Tertiärhügelland’
C.3 PNG ‚Saarländischer Verdichtungsraum’
C.4 PNG ‚Dübener Heide’
C.5 PNG ‚BR Pfälzerwald’
C.6 PNG ‚Solling’
C.7 PNG ‚NP Hochharz’
C.8 PNG ‚BR/NP Bayerischer Wald’
C.9 PNG ‚BR/NP Berchtesgaden’

Anhang D: Ähnlichkeitsmatrices
D.1 Ähnlichkeitsmatrix nach Jaccard-Index
D.1 Ähnlichkeitsmatrix nach Rennkonen-Index
D.1 Ähnlichkeitsmatrix nach Wainstein-Index

Anhang E: Überblick der Shannon-, Eveness- und FAI-Indexwerte

Erklärung

Anlage
Faltblatt: Überblick über die Vegetation der Probenahmeflächen, geordnet nach synökologischen Gruppen
CD-Rom: Autökologische Informationen der erfassten Carabidenarten

Abbildungsverzeichnis

Abb. 2.1-1: Barberfalle im Einsatz

Abb. 3.1-1: Kodierung der Probenahmeflächen
Abb. 3.1-2: Übersicht der terrestrischen Probenahmegebiete der Umweltprobenbank des Bundes

Abb. 4.1-1: Vergleichende Darstellung der Probenahmeflächen anhand der mittleren Lichtzahlen
Abb. 4.1-2: Vergleichende Darstellung der Probenahmeflächen anhand der mittleren Temperaturzahlen
Abb. 4.1-3: Vergleichende Darstellung der Probenahmeflächen anhand der mittleren Feuchtezahlen
Abb. 4.1-4: Vergleichende Darstellung der Probenahmeflächen anhand der mittleren Reaktionszahlen
Abb. 4.1-5: Vergleichende Darstellung der Probenahmeflächen anhand der mittleren Stickstoffzahlen
Abb. 4.5-1: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BH-F1:03102
Abb. 4.5-2: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BH-F2:03102
Abb. 4.5-3: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BTH-B:16152
Abb. 4.5-4: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BTH-B:16144
Abb. 4.5-5: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BTH-B:16154/16146
Abb. 4.5-6: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche SL-W-B/Bo:02202
Abb. 4.5-7: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche SL-W-F:02201
Abb. 4.5-8: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche SL-SKW-F1:02301
Abb. 4.5-9: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche SL-SKW-F2:02301
Abb. 4.5-10: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche DH-K:11270
Abb. 4.5-11: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche DH-K:11281
Abb. 4.5-12: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche DH-Bo:11281
Abb. 4.5-13: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche PW-B:15143
Abb. 4.5-14: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche PW-B:15146
Abb. 4.5-15: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche PW-B:15132
Abb. 4.5-16: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche PW-B:15138
Abb. 4.5-17: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche SO-B:14145
Abb. 4.5-18: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche SO-B:14146
Abb. 4.5-19: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche SO-F:14131
Abb. 4.5-20: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche SO-F:14132
Abb. 4.5-21: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche HH-B:12089
Abb. 4.5-22: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche HH-F1:12100
Abb. 4.5-23: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche HH-F10:12100
Abb. 4.5-24: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BW-B:05102
Abb. 4.5-25: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BW-F:05101
Abb. 4.5-26: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BG-B:01245
Abb. 4.5-27: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BG-F:
Abb. 4.5-28: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BG-F:01261
Abb. 4.5-29: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BG-F:01265
Abb. 4.5-30: a) Dominanzstrukturkurve; b) Verteilung der Dominanz ökologischer Anspruchstypen und Kenngrößen; c) Tabelle der Indizes-Werte – Probenahmefläche BG-F:01267
Abb. 4.5-31: Aktivitätsdichten und Artenzahlen der Probenahmeflächen, geordnet nach abnehmender Aktivitätsdichte im PNG
Abb. 4.5-32: Shannon-Wiener-Index und Eveness der Probenahmeflächen, geordnet nach abnehmendem Wert des Shannon-Wiener-Indexes im PNG
Abb. 4.5-33: Verteilung der Biotopbindungstypen auf den Probenahmeflächen
Abb. 4.5-34: Verteilung der Flugdynamischen Typen auf den Probenahmeflächen
Abb. 4.5-35: Verteilung der Größenklassen auf den Probenahmeflächen
Abb. 4.5-36: Verteilung der Fortpflanzungstypen auf den Probenahmeflächen
Abb. 4.5-37: Vergleichende Darstellung der Werte des Forrest-Affinity-Indexes der einzelnen Probenahmeflächen; geordnet nach abnehmendem FAI-Indexwert im PNG
Abb. 4.7-1: Klassifizierung der Standorte nach Ward´s-Methode (Ähnlichkeitsmaß: Wainstein-Index, 60 %-Ähnlichkeitsniveau)

Abb. 5.2-1: Schwankungsbreite der Jahresmittelwerte phänologischer Phasen im Naturraum Holsteinische Vorgeest (PNG ‚Bornhöveder Seengebiet’).

Tabellenverzeichnis

Tab. 2.1-1: Probenahmegebiete und Zeiträume der Laufkäfererfassung
Tab. 2.3-1: Einteilung der Dominanzklassen nach Heydemann (1960)
Tab. 2.3-2: Biotopbindungstypen und deren Kürzel
Tab. 2.3-3: Unterschiedliche Typen der Flügelausprägung und deren Kürzel
Tab. 2.3-4: Einteilung der Größenklassen nach Heydemann (1964)
Tab. 2.3-5: Unterschiedliche Typen der Jahresrhythmik und deren Kürzel
Tab. 2.3-6: Definition der Gefährdungskategorien der Roten Liste der Sandlaufkäfer und Laufkäfer Deutschlands nach Trautner et al. 1997
Tab. 2.3-7: Gefährdungsgrad und zugeh. Bewertungssymbole nach Raths & Riecken 1999
Tab. 2.3-8: Einstufung der Regenerierbarkeit und zugeh. Berwertungssymbole nach Raths & Riecken 1999
Tab. 2.3-9: Einstufung der Natürlichkeit und zugeh. Bewertungssymbole nach Raths & Riecken 1999
Tab. 2.3-10: Zustands-Wertigkeits-Relation hinsichtlich des Vorkommens gefährdeter Arten nach Raths & Riecken (1999)
Tab. 2.3-11: Zustands-Wertigkeits-Relation hinsichtlich des Vorkommens stenotoper Arten nach Raths & Riecken (1999)
Tab. 2.3-12: Zustands-Wertigkeits-Relation hinsichtlich des Vorkommens großer Arten nach Raths & Riecken (1999)
Tab. 2.3-13: Zustands-Wertigkeits-Relation hinsichtlich des Vorkommens brachypterer Arten nach Raths & Riecken (1999)

Tab. 3.1-1: Untersuchungsflächen in den Probenahmegebieten der UPB (*Beinhaltet Boden-PNF)

Tab. 4.1-1: Zusammenfassender Überblick über die potentielle natürliche Vegetation in den Probenahmegebieten
Tab. 4.1-2: Überblick über die geschätzten Deckungsgrade der einzelnen Schichten der Probenahmeflächen
Tab. 4.2-1: Phänologischer Entwicklungszustand der Probenahmeflächen
Tab. 4.3-1: Gesamtfang der Probenahmeflächen
Tab. 4.3-2: Gesamtfang der Probenahmeflächen (Fortsetzung)
Tab. 4.4-1 Biologisch-ökologische Charakterisierung der erfassten Laufkäferarten und deren Gefährdungssituation
Tab. 4.5-1: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG ‚Bornhöveder Seengebiet’
Tab. 4.5-2: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG ‚Oberbayerisches Tertiärhügelland’
Tab. 4.5-3: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG ‚Saarländischer Verdichtungsraum’
Tab. 4.5-4: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG ‚Dübener Heide’
Tab. 4.5-5: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG BR ‚Pfälzerwald’
Tab. 4.5-6: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG ‚Solling’
Tab. 4.5-7: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG NP ‚Hochharz’
Tab. 4.5-8: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG ‚BR/NP Bayerischer Wald’
Tab. 4.5-9: Erfasste Laufkäfer auf den Probenahmeflächen im PNG ‚BR/NP Berchtesgaden’
Tab. 4.5-10 Überblick über das Vorkommen gefährdeter Arten und der erfassten Individuenzahl
Tab. 4.6-1: Zusammenfassender Überblick über den ermittelten naturschutzfachlichen Wert der Probenahmeflächen

Tab. 5.2-1: Aufnahmeschlüssel für phänologische Entwicklungsstadien nach Dierschke (1989)

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1 Einleitung und Zielsetzung

Seit Verabschiedung des neuen Bundesnaturschutzgesetzes (am 4. April 2002) gilt die Umweltbeobachtung als rechtlich verankert (§12 BNatSchG). Doch nicht nur auf Bundesebene gewinnt diese an Bedeutung. Auch durch EU-Richtlinien wie z.B. die Flora-Fauna-Habitat-Richtlinie (92/43/EWG), die Richtlinie über die Erhaltung wildlebender Vogelarten (79/409/EWG) und die internationalen Biokonventionen wie die Bonner Konvention, das CITES-Übereinkommen über die biologische Vielfalt (UNEP) und die Agenda 21 gewinnt die Umweltüberwachung zunehmend an Bedeutung als Grundlage umweltpolitischer Entscheidungen auf nationaler und internationaler Ebene.

Die Umweltprobenbank des Bundes (UPB) erfasst, als Instrument der Umweltüberwachung der Bundesrepublik Deutschland, auf der Grundlage des passiven und aktiven Biomonitoring umfassende Daten zur Ermittlung und Bewertung des Ist-Zustandes von ausgewählten repräsentativen Hauptökosystemen der Bundesrepublik. Durch eine langfristig angelegte Beobachtung ist somit die Möglichkeit gegeben, in der Umwelt stattfindende chemische, physikalische und biologische Entwicklungsprozesse in Raum und Zeit zu erfassen. Primär richtet sich der Hauptuntersuchungsschwerpunkt auf die Analyse umweltrelevanter Stoffe in repräsentativen Probenahmeorganismen sowie die chemisch veränderungsfreie Lagerung der Proben zur Beweissicherung und retrospektiven Betrachtung. Ziel ist es, die Umweltverträglichkeit von Schadstoffen frühzeitig abzuschätzen und somit die Voraussetzung zur Festlegung von Grenzwerten, zur Erfolgskontrolle von Umweltschutz-, Naturschutz- und Sanierungsvorhaben des Bundes und zur Prioritätensetzung für politische Maßnahmen der Bundesregierung zu ermöglichen (Klein et al. 1994).

Ökosystemare Energieflüsse und Stoffkreisläufe stellen die vielschichtigen Wechselwirkungen des belebten und unbelebten Faktorenkomplexes eines Lebensraumes dar. Um die Auswirkungen der Schadstoffkonzentrationen für die betrachteten Ökosysteme zu erhellen, ist es somit von großer Relevanz, die biotische Struktur der Lebensräume zu erfassen. Es besteht somit die Notwendigkeit der genauen Kenntnis der in dem jeweiligen betrachteten Lebensraum vorkommenden Arten und deren Stellung in den verschiedenen Kompartimenten des Ökosystems (Primärproduzenten, Primär-konsumenten, Sekundärkonsumenten und Destruenten). Dieses Ziel verfolgt das Zusatzprojekt ‚Arteninventarisierung als Grundlage eines Biologischen Langzeit-Monitoring in der Umweltprobenbank des Bundes’ (AIS) (Paulus et al. 2003).

Da es, wie schon bereits Riecken (1992) bemerkt, bislang in keinem Ökosystem möglich ist, alle ökologischen Beziehungen innerhalb vertretbarer Zeit zu erfassen, besteht die Notwendigkeit der Anwendung von Bioindikatorgruppen, die geeignet sind, in vertretbarem zeitlichem, personellem und finanziellem Aufwand ausreichende Grundlagen für die Raumbewertung und die Erfassung von Lebensraumveränderungen zu gewährleisten. Als Bioindikatoren bezeichnet man nach Schubert (1985, S.14) „...Organismen oder Organismengemeinschaften, deren Lebensfunktionen sich mit bestimmten Umweltfaktoren so eng korrelieren lassen, dass sie als Zeiger dafür verwendet werden können“. Somit lässt sich, ausgehend von bekannten ökologischen Anspruchsprofilen von Arten und Artengemeinschaften sowie von bestimmten synökologischen Parametern, auf die konkrete strukturelle und physiologische Lebensraumsituation schließen. Zudem lassen sich Lebensraumveränderungen in Raum und Zeit erkennen (Riecken 1992).

Im Rahmen des Zusatzprojektes „Arteninventarisierung als Grundlage eines Biologischen Langzeitmonitoring in der Umweltprobenbank“ orientiert sich die Auswahl an geeigneten Tier- und Pflanzengruppen, zwecks Homogenisierung der Methode, vor allem nach dem „Konzept für ein Naturschutzorientiertes Tierartenmonitoring“ (Stickroth et al. 2003) sowie in Anlehnung an das „Konzept für die Ökosystemare Umweltbeobachtung“ (Schöntaler et al. 2003). Unter besonderer Berücksichtigung der Probenahmeflächen der Probenahmegebiete der UPB als räumliche Bezugseinheit wurden Laufkäfer, Fische und Gefäßpflanzen als geeignete Indikatorgruppen für ein biologisches Langzeit-Monitoring ausgewählt.

Die vorliegende Arbeit hat das übergeordnete Ziel, den Informationsgehalt der Indikatorgruppe der Laufkäfer (Coleoptera: Carabidae) über den Lebensraumzustand der von ihnen besiedelten Probenahmeflächen der terrestrischen Probenahmegebiete der UPB korrekt zu entschlüsseln.

Die Eignung von Carabiden als Indikator wurde bereits vielfach beschrieben und diskutiert (Heydemann 1955, Müller et al.1975, Becker 1977, Paulus 1987, 1989, Blumenthal 1981, Müller-Motzfeld 1989, Platen 1992, Trautner 1992, Assmann 1994, Trautner & Assmann 1998, Riecken 1997, Rainio & Niemelä 2003, etc.). Laufkäfer treten in allen Landlebensräumen auf und zeigen sehr differenzierte Lebensweisen und Habitatansprüche. Sie erfüllen essentielle Funktionen in Ökosystemen (z.B. hinsichtlich Pollination, Bodenstruktur, Dekomposition und Nährstoffkreislauf, natürliche Feinde von Schädlingsarten, Nahrung für Prädatoren höherer Trophiestufen etc.) und haben kurze Generationsfolgen (Weidemann 1972, Work et al. 2003). Sie eignen sich weiterhin durch ihre gute Erfassbarkeit, den vergleichbar guten taxonomischen, faunistischen und ökologischen Kenntnisstand sowie ihren z.T. hohen Gefährdungsgrad und ihre schnelle Reaktion auf Umweltveränderungen. Zudem ermöglicht das Vorhandensein von Standardwerken zur Bestimmung eine vergleichsweise einfache systematische Einordnung.

Die onthogenetische Entwicklung der Carabiden ist ähnlich der von Pflanzen in großem Maß abhängig von klimatischen Faktoren, wodurch Laufkäfer je nach Entwicklungstyp im Frühjahr oder im Herbst unterschiedliche Aktivitätsmaxima zeigen (vgl. Larsson 1939, Lindroth 1945, etc.). Da es aus naturschutzfachlicher Sicht und aus Kostengründen nicht sinnvoll ist, im Rahmen von Dauerbeobachtungsprogrammen eine Datenerhebung über den Zeitraum der gesamten Vegetationsperiode durchzuführen, fand die Datenerhebung auf den Probenahmeflächen der terrestrischen Probenahmegebiete der UPB in zwei Erfassungsperioden von je vier Wochen im Herbst 2004 und im Frühjahr 2005 statt.

Ziel der Arbeit ist es auch, zur Entschlüsselung des Informationsgehaltes der Carabidenzönosen Bewertungsansätze so auszuwählen, dass sie im Hinblick auf eine Dauerbeobachtung eine vergleichende Abbildung der gewonnenen Informationen ermöglichen um Lebensraumveränderungen zu erkennen.

Die Abhängigkeit der onthogenetischen Entwicklung der Carabiden von klimatischen Faktoren wie der Temperatur und der Luftfeuchte verursacht zusätzliche Probleme bei der Bewertung. Diese Faktoren unterliegen wiederum jahreszeitlichen Schwankungen und variieren je nach geographischer Lage. Die in der vorliegenden Arbeit betrachteten Untersuchungsgebiete unterscheiden sich in ihrer geographischen Lage sehr stark. Da es aus Gründen des zeitlichen und finanziellen Aufwands im Rahmen von großräumig angelegten Dauerbeobachtungsprogrammen wie dem AIS nicht möglich ist, die Erfassung der Carabiden für jedes Probenahmegebiet separat durchzuführen, verfolgt die Arbeit als weiteres Ziel eine an den phänologischen Entwicklungszustand der Untersuchungsflächen gebundene Möglichkeit der Dokumentation des Erfassungszeitraumes zu konzipieren. Hierdurch soll ermöglicht werden, Differenzen der Arten- und Individuenzahlen zwischen Untersuchungsperioden, welche z.B. aus einer verzögerten Entwicklung der Larven aufgrund des späteren Beginns günstiger klimatischer Verhältnisse im Frühjahr resultieren, als solche zu erkennen und zu beurteilen.

Nach abgeschlossener Anwendung der Methoden zur Entschlüsselung des Informationsgehaltes der Laufkäferzönosen und deren Interpretation hinsichtlich des Zustands der jeweils untersuchten Fläche besteht ein weiteres Ziel dieser Arbeit darin, den gewonnenen Informationsgehalt zu einer naturschutzfachlichen Bewertung der Flächen zu nutzen.

Letztendlich wird als abrundendes Ziel die Beantwortung der Frage versucht, inwiefern sich die Carabidenzönosen der einzelnen Probenahmegebiete unterscheiden und welche Gründe schließlich für die Differenzen bzw. Ähnlichkeiten ermittelt werden können.

Im Rahmen der vorliegenden Arbeit soll somit auf folgende Fragen eine Antwort gefunden werden:

- Welche Bewertungsansätze könnten sich zur Entschlüsselung der Information von erfassten Laufkäferzönosen als Indikator des Lebensraumzustandes und von Lebensraumveränderungen eignen?
- Wie lässt sich der Erfassungszeitraum bestmöglich phänologisch dokumentieren?
- Welcher momentane Zustand der Untersuchungsflächen wird durch die Laufkäferzönosen abgebildet?
- Welchen naturschutzfachlichen Wert besitzen die Untersuchungsflächen der Probenahmegebiete der UPB bezüglich ihrer Laufkäferzönosen?
- Wie ähnlich sind sich die Untersuchungsflächen hinsichtlich ihrer Laufkäferzönosen und worin liegen die Differenzen begründet?

2 Material und Methoden

2.1 Erfassung der Carabidenzönosen

Im Rahmen des Arteninventarisierungssystems (AIS) der Umweltprobenbank wurden bereits im Herbst des Vorjahres Untersuchungen durchgeführt. Die in diesem Rahmen gewonnenen Daten des Herbstaspektes der Carabidenzönosen werden in die Datenauswertung der vorliegenden Arbeit integriert. Um die Vergleichbarkeit der Daten zu gewährleisten, wurde zur Erfassung des Frühjahrsaspektes der Carabiden die im Vorjahr angewandte Methode übernommen.

Zur Erfassung der Laufkäfer wurden somit Fallen nach Barber (1931) angewandt. In diesem Fall bestehen sie aus einem handelsüblichen Honigglas (ca. 350 ml) mit durchbohrtem Kunststoffdeckel (Öffnungsweite 70 mm). An diesen Deckelring wurde eine Anlaufmanschette aus Hart-PVC (11x11 cm) angeklebt, die zusätzlich mit einer dünnen Schicht Acryl-Lack besprüht und mit Feinsand strukturiert wurde. Dies dient dem Zweck, die Bodeneigenschaften zu imitieren, um eine abweisende Wirkung der Falle auf Laufkäfer zu verhindern (Mühlenberg 1993). Zum Schutz vor einem Überlaufen durch Regenereignisse wurde über der Öffnung in einem Abstand von ca. 10 cm eine 15 x 15 cm große Plexiglasscheibe mittels Gewindestangen montiert. Die Fallen wurden ebenerdig eingegraben, wobei die Übergänge zwischen der PET-Manschette und der Umgebung mit Oberboden nachmodelliert wurden (vgl. Abb. 2.1-1).

Als Fangflüssigkeit diente das von Renner (1980) empfohlene Gemisch aus 40 % Ethanol, 20% Glycerin, 10 % Essigsäure und 30 % Wasser. Um ein schnelles Abtöten der Tiere zu gewährleisten, wurde ein geringer Anteil Entspannungsmittel hinzu gegeben.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 2.1-1: Barberfalle im Einsatz.

Entsprechend dem derzeitigen Kenntnisstand der Wissenschaft wurden auf den Probenahmeflächen jeweils sechs Fallen in einem Abstand von 10 m zueinander in einem geraden Transekt aufgestellt. War es, bedingt durch die Größe der Untersuchungsfläche, nicht möglich, die Fallen in dieser Form aufzustellen, wurde der Fallenabstand reduziert, wobei ein Mindestabstand von 5 m nie unterschritten wurde. War auch dies nicht möglich, so wurden die Fallen in zwei Reihen mit je drei Fallen (10 m Abstand) parallel zueinander aufgestellt, wobei ein Mindestabstand zwischen den Fallenreihen von 5 m ebenfalls nicht unterschritten wurde. In allen Fällen galt es, darauf zu achten, Randeffekte zu vermeiden und die Fallen möglichst an einem homogenen für die Untersuchungsfläche repräsentativen Standort zu exponieren.

Carabiden weisen in der Regel zwei Aktivitätsmaxima auf, eines im Frühling und ein weiteres im Herbst (Lindroth 1945). In Anlehnung an das Konzept zur Arteninventarisierung im Rahmen des biologischen Langzeit-Monitoring in der UPB wurden somit zwei Erfassungstermine festgelegt. Jeweils im Herbst 2004 und im Frühjahr 2005 wurden über einen Zeitraum von je vier Wochen die Carabidenzönosen der Probenahmeflächen erfasst. Die genauen Erfassungszeiträume sind in Tab. 2.1-1 zusammengefasst.

Um eine Vergleichbarkeit der Daten auch bei Ausfall einzelner Fallen zu ermöglichen, wird ein Bezug auf 28 Expositionstage x 6 Bodenfallen (=168 Fallennächte) für die jeweilige Erfassungsperiode zugrunde gelegt.

Tab. 2.1-1: Probenahmegebiete und Zeiträume der Laufkäfererfassung.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

* Die Erfassung der Laufkäferzönosen der Untersuchungsfläche PW-F:15132 musste erneut mit vierwöchiger Verzögerung durchgeführt werden, da die Fallen während des ersten Termins entwendet wurden.

2.2 Determination, Präparation und Aufbewahrung

Zur Determination der gefangenen Laufkäfer diente die Standardliteratur nach Freude (1976) sowie Trautner et al. (1983). Zur systematischen Einordnung und zu ihrer Taxonomie wurde das Verzeichnis der Käfer Deutschlands nach Köhler & Klausnitzer (1998) herangezogen.

Die Bestimmung der Laufkäfer des im Vorjahr untersuchten Herbstaspektes wurde von Herrn PD Dr. Martin Paulus durchgeführt.

Die Bestimmung der Individuen des Frühjahrsaspektes erfolgte unter zu Hilfenahme eines Binokulars mit bis zu 64-facher Vergrößerung.

Bei einigen männlichen Tieren der Gattung Amara war es notwendig, Genitalpräparate zu erstellen, um eine genaue Bestimmung der Art zu ermöglichen. Diese wurden von Herrn PD Dr. Martin Paulus durchgeführt.

Von allen erfassten Arten wurden Belegexemplare präpariert und aufbewahrt. Diese befinden sich in der Sammlung der Umweltprobenbank des Bundes, Universität Trier, Fachbereich VI, Biogeographie.

2.3 Bewertungsansätze

2.3.1 Gesamtartenzahl

Die Gesamtartenzahl kann wegen ihrer Abhängigkeit von dem Nährstoff- und Strukturreichtum der Standorte als Maß für den Zustand von Habitaten gelten. Sie unterliegt aber einer natürlichen räumlich/zeitlichen Dynamik, die als wesentlicher Einflussfaktor mitberücksichtigt werden muss (Paulus et al. 2003). Diese Dynamik kann in bestimmten Biotopkomplexen (z.B. Flussauen) bzw. Landschaftstypen (z.B. Altwässer, Dünen, Uferstrukturen) die vorgefundene Anzahl an Arten enorm beeinflussen. Des Weiteren kann sich die Artenzahl durch anthropogene Einflüsse verändern. So führen z.B. strukturelle Vereinheitlichung (z.B. Flurbereinigung, Gewässerausbau), Nährstoffeintrag (z.B. durch Eintrag von Düngemittel aus der Landwirtschaft etc.) und Änderungen der natürlichen räumlich/zeitlichen Dynamik zu erheblichen bis gänzlichen Veränderungen der Artzusammensetzung (BfN 2000a, b).

Nachweislich steigt die Artenzahl bei künstlichem Nährstoffeintrag in natürlicherweise nährstoffarmen Biotopen, wobei meist eine Verschiebung der Artzusammensetzung zu Gunsten euryöker Arten stattfindet (Basedow 1987, 1998). Diesbezüglich sollte die Gesamtartenzahl als Beurteilungskriterium auch immer kritisch hinterfragt werden.

2.3.2 Aktivitätsdominanz und Dominanzklassen

Die Dominanz einer Art ergibt sich aus dem relativen Anteil der Individuen dieser Art an der Gesamtindividuenzahl der jeweiligen Stichprobe, d.h. sie stellt den prozentualen Anteil der Individuen einer Art an der Gesamtmenge der Individuen einer Gruppe dar. Hinsichtlich der angewandten Erfassungsmethode ist zu beachten, dass mit diesem Verfahren nur ein Ausschnitt der am Untersuchungsstandort ansässigen Population betrachtet werden kann. Es werden nur jene Arten erfasst, die zum Zeitpunkt der Fallenexposition aktiv waren und gleichzeitig als epigäisch gelten. Die Dominanz einer Art entspricht somit nicht ihrer tatsächlichen Abundanz, sondern ihrer nachgewiesenen relativen Häufigkeit und ist als Aktivitätsdominanz zu bezeichnen. Basedow & Rzehak (1988) zeigen diesbezüglich, dass die Aktivitätsdichte einzelner Arten nur unter bestimmten Voraussetzungen eine positive Korrelation zur Abundanz besitzt.

Die Aktivitätsdominanz berechnet sich nach Heydemann (1953) wie folgt:

(1)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die Ergebnisse der Berechung werden gemeinsam für jeden Standort in Histogrammen dargestellt und ergeben, in abnehmender Reihenfolge geordnet, die Dominanzstrukturkurve.

Diese Darstellung bietet einen Einblick in die Struktur der Laufkäferzönose und ermöglicht Rückschlüsse auf deren Stabilität. Die starke Dominanz einzelner Arten bei einer hohen Artenzahl tritt nach Thiele (1977) in Lebensräumen mit variablen Konditionen häufiger auf. Extreme oder homogene Habitate werden oft durch eine limitierte Anzahl von Arten mit ausgeglichenerer quantitativer Verteilung charakterisiert. Allgemein können ausgeglichene Dominanzstrukturkurven auf erhöhte Stabilität hinweisen (vgl. Meier & Zucchi 2000).

Nach Heydemann (1960) werden die Arten an Hand ihrer Aktivitätsdominanzen folgenden Dominanzklassen zugeordnet:

Tab. 2.3-1: Einteilung der Dominanzklassen nach Heydemann (1960).

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2.3.3 Speziesdiversität und Eveness

Zur Bewertung des Zustandes eines zu untersuchenden Lebensraumes stellt die Diversität eine weitere Möglichkeit dar. Sie gilt als Maß für die Mannigfaltigkeit einer Artengemeinschaft und wird von der Artenzahl und Verteilung der relativen Häufigkeit der Arten bestimmt (Mühlenberg 1989).

Zur Berechnung der Diversität wird der Shannon-Index verwendet:

(2)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten mit Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Nach Odum (1980) korreliert die Diversität einer Zönose mit ihrer Stabilität. Auch nach den biogeographischen Grundprinzipien Thienemanns (1920, in Bick 1989) kann die Diversität und die Verteilung der Individuen auf die Arten Aufschluss über den Zustand der Zönose liefern. Hierbei gilt:

1. Je vielseitiger die Lebensbedingungen in einem Biotop, desto größer die Artenzahl in der zugehörigen Zönose.
2. Je einseitiger die Lebensbedingungen, desto artenärmer die Biozönose. Ein drittes biozönotisches Grundprinzip stellte Franz (1952/53, in Bick 1989) auf:
3. Je kontinuierlicher sich die Milieubedingungen an einem Standort entwickelt haben, je länger er gleichartige Umweltbedingungen aufgewiesen hat, um so artenreicher ist seine Lebensgemeinschaft, um so ausgeglichener und stabiler ist sie.

Die Diversität eines Lebensraumes kann nach Müller et al. (1975) auch als Hinweis auf anthropogene Belastungen interpretiert werden.

Theoretisch kann der Shannon-Index sehr hohe Werte erreichen. In der Praxis wird für biologische Gemeinschaften ein Wert von 5,0 jedoch nicht überschritten (Krebs 1989). Hohe Diversitätswerte können nach dieser Formel dann entstehen, wenn entweder eine hohe Artenzahl bei ungleicher relativer Häufigkeit vorliegt oder bei einer geringeren Artenzahl und besserer Gleichverteilung der Individuen auf die Arten. Aus diesem Grund ist es notwendig, ein Maß für die Gleichverteilung der Individuen zu ermitteln, was durch die Berechnung der Evenness (nach Pilou 1969) möglich ist.

Sie berechnet sich wie folgt:

(3)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

2.3.4 Daten zur Autökologie der Carabiden

Für eine Zustandsbeschreibung ist ein alleiniger Vergleich von Artenzahlen oder Diversitätsindizes nicht ausreichend (Becker 1977, Riecken 1992). Von großer Bedeutung sind somit alternative Ansätze, die unabhängig von Abundanzen und Aktivitätsdichten sind. Zu diesem Zweck wurden für jede Carabiden-Art Informationen zur Biotopbindung, Jahresrhythmik, Flugdynamik, Größe, zur Verbreitung, zum Schutzstatus und zu Sonstigem (z.B. Angaben zur Ernährung etc.) aus einer Auswahl an Fachliteratur zusammengetragen und in einer Datenbank gespeichert. Die Daten zur Autökologie der Carabiden sind in Form von Steckbriefen auf beiliegender CD-Rom einsehbar. Bei einigen Arten konnten nur wenige Informationen aus der Fachliteratur zusammengetragen werden, auch wurden einige Angaben durch eigene Beobachtungen ergänzt.

An Hand dieser Autökologiedateien ist es möglich, die Laufkäferarten in ökologische Gruppen einzuteilen (vgl. Raths & Riecken 1999, Kiehlhorn 2004). Eine an einem Untersuchungsort vorgefundene Laufkäferzönose besteht somit aus Arten verschiedener ökologischer Gruppen, deren Verhältnisse zueinander den Zustand der Untersuchungsfläche erkennbar machen.

Im Folgenden soll auf die einzelnen Parameter näher eingegangen werden.

2.3.4.1 Biotopbindung

Zur Bewertung eines Lebensraumes wird die Biotopbindung der einzelnen Carabiden-arten häufig angewandt (Assmann 1994, Fritze & Rebhahn 1998, Raths & Riecken 1999, Irmler 2001, Kiehlhorn 2004). Durch ihre Präferenzen werden Carabiden als stenöke und euryöke Arten bestimmter Lebensraumtypen charakterisiert. Diesbezüglich wurden mittels Literaturangaben die einzelnen Arten den Biotopbindungstypen in Tab. 2.3-2 zugeordnet.

Tab. 2.3-2: Biotopbindungstypen und deren Kürzel.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die Bindung der Carabiden an die unterschiedlichen Habitate wird primär durch abiotische Faktoren gesteuert, vor allem durch die Temperatur, die Lichtintensität, die Luftfeuchte, die Bodenfeuchte, den Bodentyp sowie die Bodenstruktur (Lauterbach 1964, Thiele 1964, 1968, 1969, 1973, Tietze 1973, Baguette 1993). Nach Thiele (1964) sind es nicht einzelne Klimafaktoren, die eine vorrangige Bedeutung für die Bindung von Arten und Artengruppen an bestimmte Biotoptypen haben, sondern Faktorenkomplexe. Dadurch stellt jede Art einen spezifischen Reaktionstyp dar. Aus der Analyse der Arten- und Individuenverteilung und der Kenntnis ihrer Habitatbindung können, unter Berücksichtigung wichtiger Rahmenbedingungen (z.B. Flächengröße, Habitattyp), gesicherte Aussagen zum gegenwärtigen qualitativen Zustand eines Lebensraumes und dessen Veränderung über die Zeitachse abgeleitet werden (Paulus et al. 2003). Auch Riecken (1997) betont die indikatorische Aussagekraft der Verhältnisse unterschiedlicher Biotopbindungstypen. Als Beispiel können bezüglich Wäldern hohe Anteile stenotoper Waldarten an der Zönose auf eine erhöhte Stabilität des Lebensraumes hinweisen (vgl. Rarths & Riecken 1999). Jene Arten bevorzugen überwiegend Kühle, Feuchtigkeit und Dunkelheit (Thiele 1968), wobei durch höhere Anteile stenotoper Waldarten auch auf die Konstanz dieser Bedingungen geschlossen werden kann.

Vielfach wurde auch bereits im Rahmen von Erfolgskontrollen das Einwandern stenotoper Arten in renaturierte Habitate beobachtet (Trautner & Bräunicke 1997, Butterweck 1998, Gruttke & Kornacker 1995, Gruttke & Willecke 1993, Gruttke et al. 1998).

Ebenfalls ermöglicht die Präsenz und Häufigkeit einzelner stenöker Arten die Ableitungen von Aussagen über den qualitativen Zustand des Lebensraumes (vgl. Assmann 1998).

Beim Einsatz der Biotopbindung als Bewertungskriterium gilt es jedoch, im Besonderen darauf hinzuweisen, das die Habitatpräferenzen einzelner Arten regional sehr stark variieren können. Riecken & Schröder (2002) fordert diesbezüglich eine regionale Eichung der Ergebnisse.

2.3.4.2 Flugdynamik

Carabiden unterscheiden sich in ihrem Dispersionsverhalten und ihrer migrativen Tätigkeit durch die Ausprägung ihres zweiten, häutigen Flügelpaares. Hierbei muss zwischen Arten, deren Flügel vollständig entwickelt und somit potenziell flugfähig sind (sog. makroptere Arten), und Arten, deren Hinterflügel zurückgebildet sind, wodurch die Mi-gration durch Flugbewegung nicht mehr möglich ist (sog. brachyptere Arten), unterschieden werden. Oft sind in diesem Fall die Elytren sogar verwachsen. Zusätzlich gibt es Arten, in deren Populationen sowohl maktoptere als auch brachyptere Individuen vorhanden sind. Diese befinden sich evolutorisch auf einer Zwischenstufe. Brachypterie ist also zu verstehen als Ergebnis eines Selektionsdruckes bei genetisch bedingtem Flügeldimorphismus von Individuen stabiler, isolierter Lebensräume. Brachyptere Populationen dimorpher Arten sind somit älter als Populationen, in denen beide Flügelformen auftreten (Trautner & Assmann 1998).

Die Arten werden mit folgenden Kürzeln gekennzeichnet:

Tab. 2.3-3: Unterschiedliche Typen der Flügelausprägung und deren Kürzel

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Riecken (1992, 1997) weist darauf hin, dass der Anteil flugfähiger Arten als Indikator verwendet werden kann, da in dynamischen Lebensräumen diese, als makropter bezeichneten Arten hohe Dominanzen erreichen können. In sehr stabilen, ungestörten Lebensräumen dominieren hingegen flugunfähige, brachyptere Arten (vgl. Neumann 1971, Späh 1977, Vohwinkel 1990, Raths & Riecken 1999).

2.3.4.3 Körpergröße und Größenklassen

Nach Sustek (1987) ist die Körpergröße eines Organismus eine der Eigenschaften, welche u. a. die Möglichkeit, in verschiedenen Typen von Umwelten zu leben, seine energetische Bilanz und die Möglichkeit passiver oder aktiver Migration determinieren. Weiterhin weist er darauf hin, dass es Verbindungen zwischen der Körpergröße eines Prädators und seiner Beute gibt und dass die Körpergröße über die Verteilung der ökologischen Nischen entscheidet sowie Konkurrenzbeziehungen zwischen den Arten reguliert. Sustek (1987) nutzt die unterschiedlichen Körpergrößen von Individuen einer Zönose als Indikator für anthropogene Belastungen und Veränderungen von Lebensbedingungen. Hierbei zeigen natürliche Gemeinschaften mit guten Reproduktionsbedingungen eine polymodale Verteilung und vollkommene Besetzung der potentiell möglichen Größenklassen. Gestörte Zönosen oder Zönosen in ungünstigen Lebensräumen, zeigen nach Sustek (1987) keine komplette Besetzung der Größenklassen und werden i.d.R. von kleineren Arten dominiert.

Die Körpergröße bietet weiterhin die Möglichkeit, die Nutzungsintensität von Standorten zu erfassen und zu beurteilen. Nach Heydemann (1953) nehmen mit zunehmender Intensivierung die Dominanzen kleinerer Arten zu, wogegen der Anteil größerer Arten abnimmt. Ebenso treten bei extremeren Standortbedingungen, größeren Höhenlagen, offeneren Untersuchungsflächen oder instabileren Lebensräumen vermehrt kleinere Arten auf (Heydemann 1964). Größere Laufkäferarten sind vielmehr in nährstoffreichen Wäldern bzw. primären Altbeständen mit dichtem Kronenschluss sowie ursprünglich auch auf Äckern zu finden (Raths & Riecken 1999).

Jede vorgefundene Laufkäferart wird einer von Heydemann (1964) definierten Größenklasse zugeordnet.

Tab. 2.3-4: Einteilung der Größenklassen nach Heydemann (1964).

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2.3.4.4 Jahresrhythmik

Die Aktivität der Carabiden wird größtenteils vom Fortpflanzungsverhalten der Arten gesteuert. Hierzu haben viele Autoren Untersuchungen durchgeführt (vgl. Larsson 1939, Lindroth 1949, Tietze 1974) an Hand derer die Carabidenarten unterschiedlichen Entwicklungstypen zugeordnet werden können. Larsson (1939) unterscheidet drei Fortpflanzungstypen:

Herbstfortpflanzer: Die Vermehrung findet im Herbst statt, wobei der Winter als Larvalstadium überdauert wird und das Schlüpfen der Imagines erst im Frühjahr des folgenden Jahres erfolgt.

Frühjahrsfortpflanzer: Die Vermehrung findet im Frühjahr statt, und die Entwicklung der Larven hin zum Imagine erfolgt über den Sommer. Noch im Spätsommer bzw. im Herbst des selben Jahres erscheint die neue Generation, wobei die Überwinterung imaginal erfolgt und die Tiere vor dem Überwintern nicht mehr aktiv werden.

Frühlingstiere mit Herbstbestand: Tritt eine aktive Phase vor der Winterdormanz auf, bezeichnet Larsson (1939) diese Tiere als Frühlingstiere mit Herbstbestand.

Lindroth (1945, 1949) fügte den von Larsson (1939) dargestellten Fortpflanzungstypen einen Weiteren hinzu. Er erkannte ein instabiles Fortpflanzungsverhalten bei Arten, deren Individuen sowohl als Larven als auch als Imagines überwintern. Diese werden nachfolgend als Arten mit indifferentem Fortpflanzungsverhalten bezeichnet.

Neuere Untersuchungen ergaben ein sich Überlappen der Fortpflanzungsphasen der verschiedenen Arten vom Frühjahr bis in den Winter (Den Boer & Den Boer-Daanje 1990, in Kiehlhorn 2004) sowie eine kontinuierliche Reproduktion über den größten Teil des Jahres (Fadl & Purvis 1998, in Kiehlhorn 2004). Da jedoch nur für eine begrenzte Anzahl von Arten solch detaillierte Daten zur Verfügung stehen, die eine veränderte Gruppierung ermöglichen würden (Kiehlhorn 2004), soll hier die Gruppierung in Anlehnung an die von Larsson (1939) und Lindroth (1949) gewonnenen Erkenntnisse und nach der im Rahmen des Dauerbeobachtungsprogramms AIS der UPB vorgenommene Gruppierung stattfinden.

An Hand der in der Literatur vorgefundenen Informationen werden die Carabidenarten in folgende Fortpflanzungstypen unterteilt:

Tab. 2.3-5: Unterschiedliche Typen der Jahresrhythmik und deren Kürzel

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Nach Raths & Riecken (1999) gibt der vorherrschende Fortpflanzungstyp Aufschluss über die mikroklimatischen Verhältnisse. Von großer Bedeutung für das Vorkommen bestimmter Arten sind die herrschenden abiotischen Faktoren zur Zeit der Larvalentwicklung. Allgemein sind offene, landwirtschaftlich genutzte und auch nasse Standorte eher Habitate von Frühjahrsfortpflanzern. Wälder bzw. Lebensräume mit ausgeglicheneren mikroklimatischen Verhältnissen werden bevorzugt von Herbstfortpflanzern besiedelt. Die Gruppe Frühjahrsfortpflanzer mit aktivem Herbstbestand sieht Hugenschütt (1997) als evolutionstypisches Bindeglied zwischen den erstgenannten.

Frühjahrsfortpflanzer unter den Waldcarabiden wurden von Lauterbach (1964) nur in Wäldern angetroffen, in denen im Sommer zur Larvalentwicklung ausreichende Boden- und Luftfeuchte vorherrschte und der Deckungsgrad der Vegetation nicht zu hoch lag.

2.3.4.5 Gefährdungsgrad der Arten

Die Steckbriefe der Arten beinhalten weiterhin Angaben zum Schutzstatus der einzelnen Käfer. Die hierfür notwendigen Angaben entstammen der Roten Liste der Sandlaufkäfer und Laufkäfer Deutschlands nach Trautner et al. (1997) sowie der Roten Liste der Länder Saarland, Rheinland-Pfalz, Bayern, Niedersachsen, Sachsen-Anhalt und Schleswig-Holstein.

Die Angaben zum Schutzstatus werden neben dem Verhältnis der lebensraumtypischen Arten zur Gesamtzahl der nachgewiesenen Arten zur naturschutzfachlichen Bewertung herangezogen.

Tab. 2.3-6: Definition der Gefährdungskategorien der Roten Liste der Sandlaufkäfer und Laufkäfer Deutschlands nach Trautner et al. 1997.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

2.3.5 Ähnlichkeitsindizes

In vielen Untersuchungen zu Carabidenfaunen werden Ähnlichkeitsindizes berechnet und dazu verwendet, den momentanen Zustand der untersuchten Lebensräume vergleichend abzubilden. Auch bieten sie die Möglichkeit, durch den Vergleich der Werte über einen längeren Zeitraum Veränderungen der Zönosen abzubilden, die es ermöglichen, Aussagen über die Bedeutung der qualitativen Veränderung des Lebensraumes zu treffen.

Primär ist es notwendig, die Ähnlichkeit der einzelnen Untersuchungsflächen zueinander zu ermitteln. Hierzu bieten sich eine Reihe von Indizes an, von denen im Folgenden eine Auswahl vorgestellt wird. An Hand dieser werden die in der vorliegenden Arbeit betrachteten Untersuchungsflächen im Einzelnen bewertet und schließlich im quantitativen Vergleich gegenübergestellt.

2.3.5.1 Jaccardsche Zahl

Binäre Ähnlichkeitskoeffizienten stellen nach Krebs (1989) die einfachste Möglichkeit dar, die Ähnlichkeit bzw. Distanz zweier zu vergleichender Stichproben zu messen. Die Jaccardsche Zahl, auch als Artenidentität bezeichnet, ermittelt das Verhältnis der gemeinsamen Arten zweier zu vergleichender Lebensräume zu deren Gesamtbestand. Hierbei wird lediglich die Anwesenheit bzw. Abwesenheit der Arten berücksichtigt. Eine Berücksichtigung der Abundanzen der einzelnen Arten sowie eine Gewichtung beider Stichproben gemeinsamer Arten (vgl. Sørensen-Index) findet nicht statt (Krebs 1989). Bei vollständiger Übereinstimmung des Artbestandes der zu vergleichenden Biotope erreicht die Jaccardsche Zahl einen Wert von 100%, bei völliger Verschiedenheit einen Wert von 0%.

Zu ihrer Berechnung wurde folgende Formel angewandt:

(6)

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2.3.5.2 Percentage Similarity nach Renkonen

Die oben beschriebene Jaccardsche Zahl vergleicht die Identität der Artenzusammensetzung zweier Standorte. Hierbei berücksichtigt sie jedoch in keiner Weise die Dominanzstruktur der untersuchten Zönosen. Die Berechnung der Dominantenidentität nach Renkonen (1938) ermöglicht dies durch das Einbeziehen der relativen Abundanzen der einzelnen Arten. Um dieses Maß der Gleichheit zu berechnen, wird der prozentuale Anteil, also die Aktivitätsdominanz der einzelnen Arten der Gemeinschaft, ermittelt. Somit unterliegen die Daten einer Standardisierung, wodurch der Vergleich der Untersuchungsflächen möglich wird. Der Index wird durch die Aufsummierung der jeweils geringeren Dominanzwerte gemeinsamer Arten berechnet (Krebs 1989).

(7)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

2.3.5.3 Ähnlichkeitsindex nach Wainstein

Der Wainstein-Index (Wainstein 1967) berücksichtigt sowohl die gemeinsamen Arten als auch ihre relative Häufigkeit. Dies wird durch die Multiplikation der Werte der beiden vorherigen Indizes möglich. Somit berechnet er sich wie folgt:

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Der Wainstein-Index nimmt Werte zwischen 1 und 100 an. Je höher der Wert, desto höher ist die Ähnlichkeit der Laufkäferzönosen der beiden Untersuchungsflächen. Der Vergleich der einzelnen Untersuchungsflächen durch die Berechnung der Indizes liefert je eine Wertematrix an Hand derer die Standorte aufgrund ihrer Ähnlichkeiten zu Gruppen zusammengefasst werden können.

2.3.6 Forest-Affinity-Index

Allegro & Sciaky (2003) entwickelten einen Index, der es ermöglicht, die relative Qualität eines Habitats unter Berücksichtigung der Habitatbindungstypen und der Aktivitätsdichten der einzelnen Carabidenarten zu ermitteln.

Er berechnet sich durch die Summe der Aktivitätsdominanzen, die mit einem Koeffizienten, der von –1 bis +1 reicht, gewichtet werden. Dieser Koeffizient beschreibt den Grad der Bindung der Arten an Waldhabitate. Die zur Berechnung angewandte Formel lautet:

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Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Nach Allegro & Sciaky (2003) kann der Koeffizient F i folgende Werte annehmen:

Tab. 2.8: Einteilung der Koeffizientenwerte nach Allegro & Sciaky (2003)

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Durch einen Vergleich von angepflanzten Pappelforsten mit natürlichen Waldhabitaten und agrarwirtschaftlich genutzten Feldern beschreiben sie die Möglichkeit des FAI als nützliches Werkzeug des biologischen Monitoring. Die niedrigsten Werte konnten sie auf den Ackerflächen nachweisen, die höchsten in den natürlichen Wäldern. Der Wert des Forest-Affinity-Indexes der Pappelplantagen erreichte in keinem Fall die Höhe der natürlichen Wälder. Er korrelierte jedoch signifikant mit dem Alter der Plantagen. Mit zunehmendem Alter konnte ein dichteres Kronendach nachgewiesen werden, wodurch sich durch Änderung des Mikroklimas die Vegetationsstruktur der Bodenoberfläche, die Bodenfeuchtigkeit, die Luftfeuchte und die Temperatur änderten (Allegro & Sciaky 2003). Dies bewirkte ein Einwandern von stenotopen Waldarten, die geringere Temperaturen und eben jene Änderung der Luft- und Bodenfeuchte bevorzugen.

Der FAI-Index reagiert sensibel auf diese Änderungen, in dem er die Zu- und Abnahme der unterschiedlichen Biotopbindungstypen berücksichtigt. In dem theoretischen Fall eines Waldhabitates, welches ausschließlich stenotope Waldarten beinhaltet, würde der FAI den Wert +1 annehmen. In einem Habitat, in dem ausschließlich stenotope Offenlandarten vertreten sind, wäre der entsprechende FAI = -1.

Die von Allegro & Sciaky (2003) vorgenommene Gruppierung der Arten in die vorgestellten fünf Gruppen entspricht der in Kap. 2.3.4.1 beschriebenen Einteilung der Arten nach Biotoptypen. Hierdurch sind die notwendigen Informationen über die Arten vorhanden, um die Anwendung des Forest-Affinity-Indexes zu ermöglichen.

2.3.7 Clusteranalysen

Bei diesem statistischen Verfahren werden die einzelnen Untersuchungsflächen bezüglich der Ähnlichkeit ihrer Laufkäferzönosen sukzessive zu Einheiten höherer Ordnung zusammengefasst. Zur Gruppierung und Klassifikation der Artbestände wurden die berechneten Werte des Wainstein-Indexes genutzt. Das Ergebnis wird als Dendrogramm dargestellt, wodurch die Ähnlichkeit der einzelnen Untersuchungsflächen zueinander visuell direkt erkennbar wird.

Das Verfahren zur Gruppierung der Artbestände ist die Methode nach Ward (1963). Hier wird für jedes Cluster die Fehlerquadratsumme berechnet, und diejenigen Cluster werden zusammengefasst, welche die Fehlerquadratsumme am wenigsten erhöhen. Die Methode gilt im Gegensatz zu ähnlich häufig angewandten Verfahren wie dem Single-Linkage oder Average-Linkage als ausreisserrobust. Zudem ermöglicht sie die Bildung von in sich sehr homogenen Gruppen (Härdle & Simar 2003). Als Distanzmaß dient die quadrierte euklidische Distanz. Diese ist nicht nur eine Vorraussetzung zur Anwendung der Wards Methode, zugleich ermöglicht sie eine deutlichere Abbildung von geringen Differenzen. Näheres hierzu siehe Krebs (1989) und Urban et. al (1992). Die Berechnungen der Indizes wurden mit dem Programm Microsoft Excel sowie dem Statistikpaket SPSS 13.0 durchgeführt. Die Erstellung der Dendrogramme erfolgte mittels STATISTICA 5.0.

2.3.8 Naturschutzfachliche Bewertung

An Hand der nachfolgenden Methode soll der gewonnene Informationsgehalt der Laufkäferzönose und der erfassten Vegetation daraufhin überprüft werden, inwiefern die vorliegenden Ergebnisse Aussagen über den Naturschutzwert der Probenahmeflächen zulassen. Vor allem bezüglich der naturnahen bzw. natürlichen Untersuchungsflächen in den PNG’s ‚BR/NP Berchtesgaden’, ‚BR/NP Bayerischer Wald’ und ‚NP Hochharz’ ist dies von Interesse.

In diesem Fall wird der Ansatz Plachters (1994) verfolgt, der bereits in leicht modifizierter Form von Raths & Riecken (1999) angewandt wurde. Dieser bietet eine differenziertere Bewertung der Laufkäferzönose und ermöglicht eine weitere Integration der Vegetation über den Biotoptyp.

Plachter (1994) schlägt den Vergleich des Zustandes einer Fläche mit einer vorher vereinbarten sog. Zustands-Wertigkeits-Relation (ZWR) vor. Er unterscheidet zwischen einem Typwert und einem Objektwert. In der vorliegenden Arbeit schlägt sich der Wert des Biotoptyps der Untersuchungsflächen als Typwert nieder. Durch die Analyse der konkreten Laufkäferzönose wird der Objektwert abgeleitet.

Die Ermittlung der Gesamtergebnisse orientiert sich an der von Raths & Riecken (1999) modifizierten Vorgehensweise. Hierbei wird davon ausgegangen, dass es für eine naturschutzfachliche Wertermittlung irrelevant ist, aufgrund welches naturschutzfachlichen Kriteriums eine Fläche als wertvoll klassifiziert wird. Daraus folgt, dass die Höhe des Gesamtwertes der einzelnen Fläche durch das am höchsten bewertete Teilkriterium bestimmt wird. Zudem gilt eine Verrechnung der Bewertungsergebnisse auf Typebene mit denen der Objektebene als unzulässig. Nach Raths & Riecken (1999) rangieren die beiden Werte vielmehr nebeneinander. Hierdurch wird eine größtmögliche Transparenz gewährleistet, die es dem Betrachter ermöglicht, die einzelnen wertbestimmenden Kriterien abzulesen und das Ergebnis nachzuvollziehen.

Bewertung auf Typebene

Für die Bewertung des Biotoptyps wurden in Anlehnung an Raths & Riecken (1999) die Bewertungskriterien Gefährdung, Regenerierbarkeit und Grad der Natürlichkeit verwendet.

Die Angaben zur Gefährdung und Regenerierbarkeit entstammen der Roten Liste der gefährdeten Biotoptypen Deutschlands (Riecken et al. 1994).

Entsprechend dem Gefährdungsgrad wurde folgende Zustands-Wertigkeits-Relation angewandt.

Tab. 2.3-7: Gefährdungsgrad und zugeh. Bewertungssymbole nach Raths & Riecken 1999.

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Bezüglich der Regenerierbarkeit gilt folgende Zustands-Wertigkeits-Relation:

Tab. 2.3-8: Einstufung der Regenerierbarkeit und zugeh. Berwertungssymbole nach Raths & Riecken 1999.

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Für die Bewertung der Natürlichkeit erachten Raths & Riecken (1999) eine fünfstufige Skala als ausreichend. Zu berücksichtigen ist hierbei, dass die angewendete Skala zwar die Bewertung des Biotoptyps gemäß seiner zugrundeliegenden Definition aus der Roten Liste der gefährdeten Biotoptypen (Riecken et al. 1994) abdeckt, nicht aber die Bandbreite der Ausprägungen einzelner Bestände dieses Lebensraumtyps (Raths & Riecken 1999).

Tab. 2.3-9: Einstufung der Natürlichkeit und zugeh. Bewertungssymbole nach Raths & Riecken 1999.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Bewertung auf Objektebene

Ziel der Bewertung auf Objektebene ist es, die regionale Bedeutung der Flächen für sich und im Vergleich zueinander zu ermitteln. Zur Ermittlung des Naturschutzwertes gilt es, nun die konkrete Ausprägung der Laufkäfer-Taxozönosen der einzelnen Untersuchungsflächen heranzuziehen. Hierzu wird der Gefährdungsgrad, der Biotopbindungstyp, die Größenklasse und die Ausbildung der Flugdynamik der Carabidenarten betrachtet. Bezüglich des Gefährdungsgrades der Carabiden der untersuchten Flächen wurden neben der Roten Liste der Sandlaufkäfer und Laufkäfer Deutschlands (Trautner et al. 1997) die regionalspezifischen Roten Listen der jeweiligen Bundesländer nach Schüle et al. (1997), Schüle & Terlutter (1998), Lorenz (2003), Ziegler & Suikat (1994) und Assman et al. (2002) herangezogen.

Für die Zustands-Wertigkeits-Relationen hinsichtlich des Vorkommens gefährdeter Arten gilt folgende Skala.

Tab. 2.3-10: Zustands-Wertigkeits-Relation hinsichtlich des Vorkommens gefährdeter Arten nach Raths & Riecken (1999).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die nachfolgenden drei Tabellen zeigen die Zustands-Wertigkeits-Relationen zur Bewertung der Flächen an Hand des Vorkommens von Arten unterschiedlicher Biotopbindungstypen, unterschiedlicher Größenklassen und unterschiedlicher flugdynamischer Typen.

Tab. 2.3-11: Zustands-Wertigkeits-Relation hinsichtlich des Vorkommens stenotoper Arten nach Raths & Riecken (1999).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tab. 2.3-12: Zustands-Wertigkeits-Relation hinsichtlich des Vorkommens großer Arten nach Raths & Riecken (1999).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Von Raths & Riecken (1999) wird für die Bewertung von Flächen hinsichtlich des Flugvermögens der vorkommenden Arten vorgeschlagen, eine getrennte Zustands-Wertigkeits-Relation für das Vorkommen brachypterer Arten und makropterer Arten anzuwenden. Dies ist insofern sinnvoll, da - wie bereits in Kap. 2.3.4.2 beschrieben - sich die Flugdynamik zur Bewertung der Dynamik von Biotopen eignet. Hierbei ist zu beachten, dass nicht alle Biotope hinsichtlich dynamischer Prozesse gleich zu bewerten sind. So können makroptere Arten in dynamischen Lebensräumen wie Fließgewässern oder ähnlichen Habitaten mit regelmäßigen Überschwemmungsereignissen hohe Dominanzen erreichen. Dies müsste in diesem Fall positiv bewertet werden, da der hohe Anteil makropterer Arten als Hinweis auf die für diesen Standort natürlicherweise wechselnden Wasserstände und Sedimentablagerungen zu interpretieren wäre (Raths & Riecken 1999). Bei den in vorliegender Arbeit untersuchten Flächen handelt es sich ausschließlich um Waldflächen bzw. ähnliche Gehölzstrukturen, wodurch hier nur brachyptere Arten berücksichtigt werden. Nachfolgende Tabelle gibt die ZWR hinsichtlich des Vorkommens brachypterer Arten wieder.

Tab. 2.3-13: Zustands-Wertigkeits-Relation hinsichtlich des Vorkommens brachypterer Arten nach Raths & Riecken (1999).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

2.4 Phänologische Dokumentation der Fallenexposition

Die Probenahmeflächen repräsentieren Waldgebiete in ganz Deutschland (vgl. Kap 3) und variieren somit in ihrer geografischen Lage sowie in der Höhe über dem Meeresspiegel sehr stark. Die dadurch hervorgerufenen regionalen klimatischen Variationen bedingen ebenfalls eine Variation der phänologischen Stadien der an den einzelnen Untersuchungsflächen ansässigen Organismen. Somit besteht die Möglichkeit, dass die Entwicklungsstadien der Carabidenarten an den unterschiedlichen Standorten zu gleichen Zeitpunkten unterschiedlich weit fortgeschritten sind. Um trotzdem eine Vergleichbarkeit der erhobenen Daten über längere Zeiträume zu gewährleisten, sollte unbedingt darauf geachtet werden, dass die Expositionen der Fallen jährlich zu gleichen phänologischen Stadien der Vegetation auf den Untersuchungsflächen stattfinden.

Um dies zu ermöglichen, wurde in der vorliegenden Arbeit ein Erfassungsbogen konzipiert, der geeignet wäre, den phänologischen Zustand der Probenahmeflächen zum Zeitpunkt der Fallenexposition zu dokumentieren (siehe Anhang A).

Der Deutsche Wetterdienst (DWD) schlägt eine Gliederung des Jahres in zehn phänologische Jahreszeiten vor (Schnelle 1966), die durch das Erscheinen von Merkmalen bestimmter Zeigerpflanzen definiert werden. Hierzu hat der DWD einen Phasenkalender entwickelt, der die Zeigerpflanzen nach der Reihenfolge des Erscheinens ihrer Merkmale im Jahr gliedert. Zur Gliederung des Jahres werden wildwachsende Pflanzen, landwirtschaftliche Kulturpflanzen, Obst sowie Weinrebensorten einbezogen.

Zur Konzeption des Erfassungsbogens wurden nur die wildwachsenden Pflanzen herangezogen, da das Vorkommen von landwirtschaftlichen Kulturpflanzen, Obst und Weinrebensorten an den einzelnen Untersuchungsstandorten nicht zu erwarten ist (vgl. Anhang A).

Der Erfassungsbogen beinhaltet somit eine Auswahl von 31 Pflanzenarten, deren phänologische Merkmale den Zeitraum vom Vorfrühling bis zum Frühsommer abdecken. Zusätzlich sind die phänologischen Merkmale der Pflanzen beschrieben. Ist die aufgelistete Pflanze im Untersuchungsgebiet vorhanden, so wird dies auf dem Erfassungsbogen durch ein Kreuz im dafür vorgesehenen Feld notiert. Ist nun das angegebene phänologische Merkmal bereits eingetreten, so wird dies ebenfalls notiert. Dies wird solange durchgeführt, bis eine im Gebiet vorgefundene Pflanze das angegebene Merkmal noch nicht aufweist. Der Erfassungsbogen ermöglicht somit eine iterative Eingliederung des phänologischen Zustandes des Standortes in die vom DWD vorgeschlagenen phänologischen Jahreszeiten.

Auf dem Erfassungsbogen werden weiterhin notiert: Name des Probenahmegebietes, Nummer der Screeningfläche der Umweltprobenbank, Datum und Uhrzeit der Erfassung. Weiterhin bietet der Erfassungsbogen die Möglichkeit, vor Ort festgestellte Besonderheiten, die der phänologischen Eingliederung dienen könnten, in einem dafür vorgesehenen Abschnitt zu notieren.

2.5 Vegetationserfassung

Zur Charakterisierung der Flächen hinsichtlich der Strukturierung und Bestimmung der Pflanzengesellschaften wurden auf den Untersuchungsflächen entlang der Fallentransekte Vegetationsaufnahmen nach Dierschke (1994) durchgeführt. Diesbezüglich wurde entlang der Fallenreihen ein Rechteck mit einer Fläche von 240 m² abgesteckt, in dem die Gefäßpflanzen getrennt nach Schichten erfasst wurden. Die Schätzung der Artmächtigkeit erfolgte nach der Schätzskala von Londo (1975). Aus Zeit- und Kostengründen erfolgte die Erfassung der Vegetation durch eine einmalige Begehung zum Zeitpunkt der Fallenleerung (vgl. Tab. 2.1-1). Die Determination der höheren Pflanzen erfolgte mit Rothmaler (1994). Die Vegetationserfassung der Probenahmeflächen in den Probenahmegebieten ‚Bornhöveder Seengebiet’, ‚Dübener Heide’ und ‚NP Hochharz’ wurden von Dipl. Agr. Ing. Katharina Nentwich übernommen.

Auswertung der Vegetationserfassungen

Aufbauend auf der Vegetationserfassung wird nach Dierschke (1994) eine tabellarische Auswertung der Daten vorgenommen mit dem Ziel, eine Gruppierung hinsichtlich gleicher floristischer Zusammensetzung zu ermitteln. Diese bereits von Braun-Blanquet entwickelte Methode macht Gebrauch von sog. syntaxonomischen Differentialarten, die bestimmte Syntaxa einer Rangstufe (Assoziation, Verband, Ordnung, Klasse u.a.) voneinander abtrennen. Somit wird es möglich, die an den Untersuchungsflächen vorgefundene Vegetation einer bestimmten Pflanzengesellschaft zuzuordnen (Dierschke 1994). Weiterhin ist durch eine tabellarische Gruppierung des Datenmaterials hinsichtlich synökologischer Differentialartengruppen eine Differenzierung der Untersuchungsflächen bezüglich edaphischer und mikroklimatischer Eigenschaften gegeben.

Zudem wurden für jede Untersuchungsfläche die mittleren Zeigerwerte berechnet (Ellenberg 1974). Diese Berechnung ermöglicht die Darstellung relativ feiner Standortunterschiede in räumlicher oder zeitlicher Abfolge. Die mittleren Zeigerwerte wurden qualitativ berechnet, d.h. es wurde nur die Präsenz der Arten berücksichtigt. Die Charakterisierung des Standortes an Hand der mittleren Zeigerwerte wird zum einen zur Abgrenzung der einzelnen Untersuchungsflächen gegeneinander und zum andern zur Unterstützung der Interpretation der erfassten Carabidenzönosen herangezogen.

3 Die Untersuchungsgebiete

3.1 Überblick über die Probenahmegebiete der UPB

Die Erfassung der Laufkäferzönosen erfolgte in den Probenahmegebieten der terrestrischen Ökosystemtypen. Abbildung 3.1-2 gibt einen Überblick über ihrer Verteilung in der Bundesrepublik Deutschland. Untersucht werden somit die als Agrarökosysteme, ballungsraumnahen Ökosysteme, Forst-Ökosysteme und naturnahen terrestrischen Ökosysteme eingestuften Probenahmegebiete der UPB. Im Mittelpunkt der Untersuchungen stehen primär die Probenahmeflächen der Probearten Fagus sylvatica, Picea abies und Pinus sylvestris, wodurch es sich ausschließlich um Waldhabitate bzw. ähnliche Gehölzstrukturen handelt. Die Offenlandflächen der Probenahmegebiete werden aufgrund der zu starken agrarwirtschaftlichen Nutzungsintensität (z.B. Viehweiden) und anthropogenen Nutzung (z.B. Parkanlagen) von den Untersuchungen ausgeschlossen. Eine dauerhafte Erfassung auf diesen Flächen könnte durch den hohen Grad an Störungen nicht gewährleistet werden.

Die Probenahmeflächen der Umweltprobenbank setzen sich meist aus mehreren Entnahmestellen zusammen. Um eine kontinuierliche Probenahme im Rahmen des AIS der UPB zu gewährleisten, wurden i.d.R. zwei Teilflächen ausgewählt. Hieraus ergeben sich neun Probenahmegebiete mit insgesamt 30 Entnahmestellen. Tabelle 3.1-1 gibt einen Überblick über die ausgewählten Untersuchungsflächen. Die Kodierung der Entnahmestellen orientiert sich an der Screeningbezeichnung nach dem Identifikationsschlüssel der UPB, wurde aber - wie in Abb. 3.1-1 erklärt - leicht modifiziert. Somit ist es möglich, auch ohne Kenntnis der Screeningbezeichnung der UPB die Flächen in Graphiken und Tabellen leicht zu identifizieren. Im weiteren Verlauf der Arbeit gelten somit nachfolgende Abkürzungen.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 3.1-1: Kodierung der Probenahmeflächen

Auf eine Beschreibung der geologischen, pedologischen und klimatischen Verhältnisse kann im Rahmen dieser Arbeit nicht detailliert eingegangen werden. Trotzdem wird in den folgenden neun Unterkapiteln in zusammengefasster Form auf einige Aspekte und Besonderheiten der Probenahmegebiete eingegangen, um einen Überblick über die Vielfältigkeit der Probenahmegebiete zu ermöglichen. Detailliertere Beschreibungen der einzelnen Untersuchungsgebiete finden sich in den UPB-Jahresberichten 1999, 2000 und 2001 (Klein & Paulus 2000, Bartel et al. 2001, 2002).

Tab. 3.1-1: Untersuchungsflächen in den Probenahmegebieten der UPB (*Beinhaltet Boden-PNF).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

**Die beiden Flächen BTH-B:16154 und BTH-F:16146 bilden eine Mischfläche aus Buchen und Fichten, die im Rahmen der Routineprobenahme der UPB als getrennte Flächen behandelt wird. Im weiteren Verlauf der Arbeit werden sie als eine Fläche betrachtet und sind deswegen als solche gekennzeichnet (BTH-B/F:16154/16146).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 3.1-2: Übersicht der terrestrischen Probenahmegebiete der Umweltprobenbank des Bundes

3.2 Agrarökosysteme

3.2.1 PNG Bornhöveder Seengebiet

Das ‚Bornhöveder Seengebiet’ (Schleswig-Holstein) gehört naturräumlich zur Holsteinischen Vorgeest (südlicher Teil) und zum Ostholsteinischen Seen- und Hügelland (nördlicher und nordöstlicher Teil), wodurch die Geologie von Sanderflächen und Jungmoränen geprägt ist. Es zählt zu den von der UPB als Agrar-Ökosysteme eingestuften Probenahmegebieten. Durch das ‚Bornhöveder Seengebiet’ verläuft die Hauptwasserscheide zwischen Nord- und Ostsee. Für die Probenahmen der UPB wurde innerhalb des Probenahmegebietes das Wassereinzugsgebiet Belauer See als Gebietsausschnitt festgelegt in dem sich auch die beiden nachfolgend betrachteten Probenahmeflächen befinden (Kein & Paulus 2000). Diese liegen in forstlich genutzten Fichtenbeständen.

3.2.2 PNG Oberbayerisches Tertiärhügelland

Das ‚Oberbayerische Tertiärhügelland’ umfasst eine Fläche von ca. 2.633 km² und ist (neben dem Niederbayerischen Tertiärhügelland) Teil des Bayerischen Tertiärhügellands, das naturräumlich dem Donau-Isar-Hügelland entspricht.

Die untersuchten Probenahmeflächen des ‚Oberbayerischen Tertiärhügellandes’ liegen in forstlich genutzten Waldgebieten. Die potentiellen natürlichen Waldgesellschaften ( Bleichmoos-Kiefernwald, Kiefern-Eichenwald, Waldmeister-Buchenwald, Hainsimsen-Buchenwald, Seggen-Buchenwald, Labkraut-Hainbuchenwald, Sternmieren-Hainbuchenwald, Eichen-Ulmenaue, Grauerlenaue, Winkelseggen-Eschenwald, Traubenkirschen-Eschenwald und Seggen-Schwarzerlenbruch) treten heute entweder nicht mehr oder nur noch in Restbeständen auf. Vor allem Kiefer und Fichte prägen auf großen Flächen als Reinbestände oder Fichten/Kiefern-Mischbestände das Landschaftsbild (Bartel et al. 2001).

Für die Routineprobenahme der Umweltprobenbank wurde innerhalb des Probenahmegebietes der Gebietsausschnitt "Scheyern" ausgewählt, auf dessen Probenahmeflächen auch die Erfassung der Laufkäfer im Rahmen der vorliegenden Untersuchungen durchgeführt wurden.

3.3 Ballungsraumnahe Ökosysteme

3.3.1 PNG Saarländischer Verdichtungsraum

Das Saarland gehört zur Mittelgebirgsregion Deutschlands und gliedert sich in mehrere Naturräume. Im Rahmen der vorliegenden Arbeit sind vor allem die beiden Naturräume ‚Warndt’ und ‚Saarkohlewald’ von Interesse, die als Gebietsausschnitte des Probenahmegebietes die folgend bearbeiteten Flächen beinhalten. Diese grenzen an das urban-industrielle Ökosystem des saarländischen Verdichtungsraumes.

Der ‚Warndt’ ist ein ca. 80 km² großes, fast geschlossenes Waldgebiet, das aufgrund der Forstwirtschaft eine stark anthropogene Prägung aufweist. Der Untergrund des ‚Warndt’ besteht überwiegend aus dem mittleren Bundsandstein.

In den Tälern des ‚Saarkohlewaldes’ nahm wegen des Steinkohlevorkommens und der großen Waldflächen die wirtschaftliche Entwicklung des Saarlandes ihren Ausgang. Im Landschaftsbild ist die große Bedeutung des Bergbaus in Form von Abraumhalden noch heute prägend. Auch im ‚Saarkohlewald’ herrscht, neben paläozoisch, karbonischen Bereichen des Westphal, generell in tieferen Lagen der mittlere Bundsandstein vor (Kein & Paulus 2000).

3.3.2 PNG Dübener Heide

Das in der Leipziger Tieflandbucht gelegene Probenahmegebiet ‚Dübener Heide’ (bzw. der Verdichtungsraum Halle/Leipzig) ist infolge der Ballung der Braunkohle- und Chemieindustrie und der dadurch bedingten Bevölkerungsagglomeration mit ihren umweltspezifischen Folgeproblemen einer der immissionsbelastetsten Räume Mitteleuropas (Klein & Paulus 2000).

Geomorphologisch gilt das Gebiet als Glazialhügelland mit einigen Talsandflächen (vgl. Stubbe 1983).

Das Probenahmegebiet, welches wiederum in die beiden Gebietsausschnitte ‚Transekt Halle-Leipzig’ und ‚Dübener Heide Mitte’ unterteilt ist, liegt mit Ausnahme des Naturparks Dübener Heide im Norden, zwischen den Flüssen Saale im Westen und Mulde im Osten.

Die im Folgenden betrachteten Flächen befinden sich im Gebietsausschnitt ‚Dübener Heide Mitte’. Der Naturpark stellt eines der größten zusammenhängenden Waldgebiete der Region dar und ist eines der bedeutendsten Wald- und Erholungsgebiete für den Ballungsraum Halle/Leipzig. Auf den meisten Flächen, wo einst Traubeneichen-Hainbuchen-Wälder und Kiefern-Birken-Stieleichen-Wälder die natürliche Vegetation bildeten, dominieren heute reine Kiefernbestände (Klein & Paulus 2000).

3.4 Forstökosysteme

3.4.1 PNG BR Pfälzerwald

Der im Süden des Bundeslandes Rheinland-Pfalz gelegene ‚Pfälzerwald’ wird im Norden vom Nordpfälzer Bergland, im Osten durch die Pfälzische Rheinebene, im Süden durch das französische Biosphärenreservat Nordvogesen sowie im Westen durch die Westricher Hochfläche begrenzt. Das aus dem bis zu 400 m mächtigen Bundsandstein aufgebaute Mittelgebirge ist landschaftlich gekennzeichnet durch einen Wechsel aus Schichtstufen, Höhen und tief eingeschnittenen Tälern. Es handelt sich hierbei um den größten geschlossenen Mittelgebirgswald Deutschlands, der eine Fläche von 1.798 km² (75% Waldanteil) umfasst. 1992 hat die UNESCO den ‚Pfälzerwald’ als Biosphärenreservat ausgewiesen. Die Ausweisung dieses Waldgebietes als Biosphärenreservat durch die UNESCO 1992 verdeutlicht die Schutzwürdigkeit des ‚Pfälzerwaldes’. Vor allem in den Kernzonen ist ein breites Spektrum schutzwürdiger Biotoptypen vorhanden, von denen die Felsfluren und Trockenrasen sowie die Feuchtbiotope und Verlandungsbereiche stehender Gewässer besonders hervorzuheben sind.

Durch die forstwirtschaftliche Bewirtschaftung der letzten 150 Jahre haben sich die ursprünglich vorherrschenden Eichen- und Buchenwälder zugunsten der Kiefer und Fichte verändert.

Für die Routineprobenahmen der Umweltprobenbank wurde in dem als Forstökosystem eingestuften Probengebiet der Gebietsausschnitt ‚WEG Moosbachtal’ ausgewählt, in dem sich auch die im Folgenden betrachteten Probenahmeflächen befinden (Bartel et al. 2002).

3.4.2 PNG Solling

Der Mittelgebirgszug ‚Solling’ liegt im südlichen Niedersachsen ca. 70 km südlich von Hannover und ca. 30 km nordwestlich von Göttingen, am nordwestlichen Rand des mitteleuropäischen Berg- und Hügellandes. Naturräumlich gehört der ‚Solling’ dem Oberweser Bergland an. Er zeichnet sich durch vorrangig schwach geneigte Hochflächen und Hänge aus. Das Probenahmegebiet ‚ Solling’, welches von der Umweltprobenbank als Forstökosystem eingestuft wurde, orientiert sich an den Grenzen des Naturparks Solling-Vogler. Den Kernbereich des Probenahmegebietes bildet der Hochsolling mit Höhenlagen von 350-520 m ü. NN.

Hainsimsen-Buchenwälder und Waldmeister-Buchenwälder sowie in den höheren Lagen Kalk-Buchenwälder und Zahnwurz-Buchenwälder stellen die potentielle natürliche Vegetation des ‚Sollings’ dar. Diesbezüglich ist der Hainsimsen-Buchenwald als die vorherrschende Laubwaldgesellschaft des ‚Sollings’ zu nennen. Die flächenmäßige Ausdehnung dieser Bestände wurde jedoch inzwischen über die Hälfte von Fichtenforsten eingenommen.

Durch die vermehrte Nutzung von Holz zur Versorgung der Glashütten, Salinen und Pottaschesiedereien kam es im 17. Jahrhundert zur Waldzerstörung. Erst mit Beginn des 18. Jahrhunderts wurde dem entgegengewirkt.

Für die Routineprobenahme der Umweltprobenbank wurde innerhalb des Probenahmegebietes der Gebietsausschnitt ‚Sievershausen’ ausgewählt. In diesem befinden sich auch die folgenden betrachteten Flächen. Der ca. 90 km² große Ausschnitt orientiert sich am Wassereinzugsgebiet der Oberen Ilme (Klein & Paulus 2000).

3.5 Naturnahe terrestrische Ökosysteme

3.5.1 PNG NP Hochharz

Das nördlichste Mittelgebirge Zentraleuropas, der Harz, liegt im Dreieck der Bundesländer Niedersachsen, Sachsen-Anhalt und Thüringen. Mit seiner höchsten Erhebung, dem Brocken (1.142 m ü. NN), und einer Gesamtfläche von ca. 2.220 km², ragt er gut abgrenzbar aus dem umgebenden Hügelland zwischen Saale und Leine heraus.

Der 1990 durch das Land Sachsen-Anhalt eingerichtete ‚Nationalpark Hochharz’ (ca. 59 km²) umfasst eine Kernzone ohne jegliche forstliche Bewirtschaftung (ca. 13 km²), eine Entwicklungszone mit eingeleiteter naturnaher Waldbestockung (ca. 21 km²) sowie eine forstlich genutzte Sanierungszone (ca. 25 km²).

Das Gesamtbild wird geprägt durch Bergfichtenwälder, da wegen einer Jahrhunderte einseitig betriebenen Fichtenwirtschaft nur noch Reste der natürlichen Waldzusammensetzung vorhanden sind. Die ursprünglich ausgeprägten Buchenwälder sind heute als Buchen-Fichten-Bestände mit nur 22 ha im Norden des Nationalparks vorhanden.

Der anthropogen bedingte Landschaftswandel, verursacht durch Siedlungstätigkeit, wirtschaftliche Nutzung und zunehmende touristische Erschließung, beeinflusste die natürliche Situation und führte zu nachweisbaren Belastungen im Nationalpark.

Für die Routineprobenahme der Umweltprobenbank wurden innerhalb des als naturnahes Ökosystem eingestuften Probenahmegebietes die Gebietsausschnitte ‚Schwarzes Schluftwassertal’ und ‚Oberes Ilseeinzugsgebiet’, die durch Wasserscheiden als Wassereinzugsgebiete abgegrenzt sind, ausgewählt. Die im Folgenden betrachteten Probenahmeflächen liegen alle im Gebietsausschnitt ‚Oberes Ilseeinzugsgebiet’, das mit einer Fläche von ca. 11 km² nördlich und nordnordöstlich des Brockens im Zentrum des Nationalparks liegt (Klein &Paulus 2000).

3.5.2 PNG BR/NP Bayerischer Wald

Die potentielle natürliche Vegetation des im äußersten Osten des Freistaates Bayern an der Grenze zur Tschechischen Republik gelegenen Bayerischen Waldes wird zu 98 % von Wald beherrscht. Der überwiegende Teil wird von Bergmischwäldern der Hanglagen eingenommen, wobei Fichte, Tanne und Buche die Bestände bilden. Oberhalb von 1200 m ü. NN ist der Bergfichtenwald die natürliche Waldgesellschaft (Klein & Paulus 1999). Als Urgebirge besteht der ‚Bayerische Wald’ überwiegend aus Graniten und Gneisen unterschiedlichster Ausprägung (Petermann & Seibert 1979).

Mitte des 19. Jahrhunderts begann eine planmäßige Forstwirtschaft, die im weiteren Verlauf, vor allem im 20. Jahrhundert, intensiv die Vegetation des ‚Bayerischen Waldes’ veränderte.

Der ehemals hohe Tannenanteil von 24% reduzierte sich bis 1970 auf unter 4% zugunsten der Fichte.

Der 1970 eingerichtete erste Nationalpark Deutschlands umfasste das rund 133 km² große Kernstück des Naturraumes Oberpfälzer und Bayerischer Wald bzw. des Ostbayerischen Grenzgebirges. 1997 erweiterte der Freistaat Bayern den Nationalpark auf 242 km². Schließlich wies 1981 die UNESCO den ‚Bayerischen Wald’ im Rahmen des Programms "Der Mensch und die Biosphäre" (MAB) als Biosphärenreservat aus.

Dieses Biosphärenreservat grenzt mit einer Länge von rund 40 km an das Staatsgebiet der Tschechischen Republik und dadurch an das Biosphärenreservat bzw. den Nationalpark Sumava (Böhmerwald).

Durch eine Kalamität des Borkenkäfers Ips typographus wurde der Bergfichtenwald innerhalb weniger Jahre weitgehend abgetötet. Die rasche Ausbreitung des Käfers wurde durch eine Schwächung der Vegetation durch Luftverschmutzung, Säureniederschlag, Stickstoffüberdüngung, Ozonbelastung sowie der allgemeinen globalen Erwärmung gefördert.

Für die Routineprobenahme der Umweltprobenbank wurde innerhalb des Probenahmegebietes der Gebietsausschnitt ‚WEG Markungsgraben’ ausgewählt, in welchem auch die nachfolgend betrachteten Probenahmeflächen liegen (Klein & Paulus 2000).

3.5.3 PNG BR/NP Berchtesgaden

Das ‚BR/NP Berchtesgaden’ liegt mit einer Fläche von ca. 210 m² im Freistaat Bayern und grenzt an das österreichische Bundesland Salzburg. Es zählt zu den als naturnahen terrestrischen Ökosystemen eingestuften Probenahmegebieten der UPB.

Bereits 1978 wurde der ‚ Nationalpark Berchtesgaden’ eingerichtet, folgend wurde 1990 der ‚Nationalpark Berchtesgaden’ durch die UNESCO als Biosphärenreservat ausgewiesen.

Überwiegend gehört das Gebiet dem Naturraum Berchtesgadener Alpen (Nördliche Kalkalpen) an, der sich auf österreichischer Seite als Salzburger Kalkhochalpen fortsetzt. Nördlich der Berchtesgadener Alpen schließt sich der Naturraum Chiemgauer Alpen an.

Die potentielle n atürliche Vegetation wurde auf zwei Dritteln der Gesamtfläche des BR/NP aus Bergmischwald (Tanne, Buche und Fichte) gebildet. In den Hochlagen werden diese durch die an die ungünstigen Klimaverhältnisse besser angepassten Fichten-Lärchenwälder und Lärchen-Zirbenwälder vertreten.

Belastungen wie Bau- und Brennholznutzung, Kahlschlagwirtschaft, Beweidung und Wildverbiss, sowie Salzgewinnung und der vor allem im 20. Jahrhundert stark angestiegene Tourismus hatten negative Auswirkungen auf die Flora und Fauna. Zusätzlich zu oben Genanntem führte das klimatisch bedingte Absinken der Waldgrenze zu einer Reduktion des Waldanteils von ursprünglich ca. 75 % der Fläche auf heute etwa 45 %.

Für die Routineprobenahme wurde innerhalb des Probenahmegebietes der Gebietsausschnitt ‚WEG Wimbachtal’ ausgewählt, in dem auch die folgend betrachteten Probenahmeflächen ausgewählt wurden (Klein & Paulus 2000).

4 Darstellung und Interpretation der Ergebnisse

4.1 Vegetation der Probenahmeflächen

Bereits vielfach wurde ein Zusammenhang zwischen der Vegetation und der Carabidenfauna nachgewiesen. „Sie wirkt, selbst ein Ergebnis bestimmter standortlicher und ma-kroklimatischer Bedingungen, regulierend auf die mikroklimatischen Verhältnisse der bodennahen Schicht“ (Tietze 1973, S.346), wodurch letztendlich die Verbreitung der Arten beeinflusst wird. Nach Larsson (1939) und Lindroth (1949) stehen die Abundanzen der Carabidenarten zwar nicht in direktem Zusammenhang mit der Vegetation, doch spielen viele von den Pflanzen angezeigte Unweltfaktoren für das Vorkommen der Laufkäferarten eine entscheidende Rolle. Bereits Lauterbach (1964), Mletzko (1972) und Den Boer (1973) beschreiben die Bedeutung des Wasserhaushaltes für die Abundanzen von Laufkäferarten. Zudem konnte Thiele (1964) hohe Korrelationen zwischen dem Bedeckungsgrad der Vegetation und den Arten- und Individuendichten der Carabidenarten und deren Larven nachweisen. Nach Heydemann (1956) besitzt im Besonderen die habituelle Wuchsform der Pflanzenarten als „Raumwiderstand“ große Relevanz für die Verteilung der Arten im Raum sowie für die Geschwindigkeit ihrer lokomotorischen Aktivität. Zu erwähnen ist auch die Bodenreaktion sowie der Nährstoffgehalt. Nach Loreau (1988, in Bortmann 1996) nimmt mit zunehmend niedriger werdendem Boden-pH-Wert (≤ 3,8) die Dichte von Anneliden und Mollusken ab, wodurch ein Mangel an Beuteorganismen gerade für große Carabus -Arten gegeben wäre. Er scheint zudem bedingt Einfluss auf die Habitatwahl zu besitzen (vgl. Paje & Mossakowski 1984). Auch sind eutrophe Lebensräume nach Tietze (1973) durch arten- und individuenreichere Carabidenzönosen gekennzeichnet als oligotrophe.

Im Rahmen der vorliegenden Arbeit wird somit zum einen zur Differenzierung der Standorte an sich und dem Hervorheben standortspezifischer Besonderheiten nach der in Kapitel 2.5 beschriebenen Methode die auf den Untersuchungsflächen angetroffene Vegetation erfasst. Zum anderen ist durch die Erfassung der Stratifikation und der Deckungsgrade der einzelnen Pflanzenarten eine strukturelle Beschreibung der Untersuchungsflächen möglich, die zusammen mit einer ökologischen Charakterisierung der Untersuchungsflächen an Hand der mittleren Zeigerwerte den Informationsgehalt der standortspezifischen Vegetation als Interpretationshilfe der erfassten Laufkäferzönosen nutzbar macht.

4.1.1 Überblick über die potentielle natürliche Vegetation

Die nachfolgende Tabelle gibt in zusammenfassender Form die potentielle natürliche Vegetation der Probenahmegebiete im Bereich der Probenahmeflächen wieder. Die Angaben entstammen der Karte der potentiellen natürlichen Vegetation von Deutschland und Umgebung (BfN 2004).

Tab. 4.1-1: Zusammenfassender Überblick über die potentielle natürliche Vegetation in den Probenahmegebieten.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

4.1.2 Gruppierung der PN-Flächen nach synökologischen Gruppen

Durch eine Auswertung des erhobenen Datenmaterials bezüglich des sozialen Verhaltens (Ellenberg et al. 1992) der an den jeweiligen Untersuchungsflächen angetroffenen Pflanzenarten war nach der angewandten Methode eine eindeutige Klassifizierung auf der Ebene der Unterverbände und Verbände in keinem Fall möglich. Dies resultiert primär aus dem Mangel an Kennarten für Verbände und Unterverbände sowie aus der Heterogenität der Flächen. Auch der frühe Erfassungszeitpunkt kann dazu beigetragen haben, da möglicherweise noch nicht alle Pflanzenarten entfaltet waren und somit nicht erfasst werden konnten.

Die Tabelle des Faltblattes in der Anlage gibt in zusammengefasster Form die Ergebnisse der Vegetationsaufnahmen wieder. Sie zeigt die an den einzelnen Untersuchungsflächen erfassten Pflanzenarten inklusive deren Deckungsgrade sowie deren ökologisches und soziologisches Verhalten. Zudem sind die Untersuchungsflächen hier primär nach Buchen- und Fichtenstandorten getrennt und bereits nach synökologischen Differentialartengruppen geordnet. An dieser Stelle gilt es zu erwähnen, dass die Untersuchungsflächen der Probenahmegebiete ‚Bornhöveder Seengebiet’ und ‚Oberbayerisches Tertiärhügelland’ (Agrar-Ökosysteme), ‚Saarländischer Verdichtungsraum’ und ‚Dübener Heide’ (ballungsraumnahe Ökosysteme), auch wenn sie nicht als Forstökosysteme durch die Umweltprobenbank des Bundes eingestuft wurden, in unterschiedlicher Weise forstwirtschaftlich genutzt werden. Somit befinden sich die meisten Fichten-Untersuchungsflächen - mit Ausnahme der Flächen im ,Nationalpark Hochharz’, im ‚BR/NP Bayerischer Wald’ und im ‚BR/NP Berchtesgaden’ - auf potentiellen Buchenstandorten (Ausnahme: PNG ‚Bornhöveder Seengebiet’, vgl. Tab. 4.1-1). Die zur Differenzierung der Standortgruppen genutzten Artengruppen wurden umrahmt, mit grauer Farbe hinterlegt sowie mit einer Nummer versehen.

Die Gruppen 1,2 und 3 beinhalten montan verbreitete Pflanzenarten mit hohen Nährstoffansprüchen. Die Gruppen 4,5 und 6 fassen montan verbreitete Magerkeitszeiger mit hohen Basenansprüchen zusammen. Zudem sind in den Gruppen 7,8,9,10 und 11 Säurezeiger zusammengefasst, die auf unterschiedliche Weise die Standorte voneinander differenzieren (vgl. Faltblatt in der Anlage).

Bei den Standorten, die den Gruppen 1 – 6 angehören, handelt es sich um die montanen Untersuchungsflächen in Berchtesgaden, die durch das kalkige Ausgangssubstrat und den somit basenreichen Boden gekennzeichnet sind. Auffallend ist, dass an diesen Standorten auch Vertreter der Gruppen 7 und 9, die Säurezeiger repräsentieren, vorkommen. Einige dieser Arten wie z.B. Vaccinium myrtillus wurden an den genannten Standorten größtenteils am Fuß der Baumstämme angetroffen. Durch einen von saurem Regen verursachten Stammabfluss könnte der Boden-pH-Wert dieser Bereiche herabgesetzt worden sein. Auch stellt der in alpinen Regionen häufig anzutreffende Tangelhumus ein für diese flachwurzelnden Pflanzen günstiges Bodensubstrat auch auf basenreichem Ausgangssubstrat dar, da sich diese Humusform durch einen streureichen, sauren Of-Horizont auszeichnet (Scheffer & Schachtschabel 2002).

Neben den Untersuchungsflächen des PNG ‚BR/NP Berchtesgaden’ rückt die Buchen-Untersuchungsfläche BW-B:05012 des ‚BR/NP Bayerischer Wald’ in die Gruppe 2. Durch das silikatreiche Ausgangssubstrat der Gneise und Granite wird hier jedoch von einem bodensauren Buchenwald ausgegangen. Dies zeigt auch die Zugehörigkeit dieses Standortes zur Gruppe 7. Ebenso zeigt das Vorkommen von Pflanzenarten der Gruppen 10 und 11 der Fichtenfläche BW-F:05101 des ‚Bayerischen Waldes’ konkret die bodensauren Verhältnisse dieser Standorte an.

Die restlichen Fichtenstandorte kennzeichnen sich durch ihre Zugehörigkeit zu den Gruppen 9, 10 und 11 ebenfalls als bodensaure Standorte. Auch die Kiefernstandorte des Probenahmegebietes ‚Dübener Heider’ lassen sich durch das Vorkommen von Vertretern der Gruppe 11 zu den bodensauren Standorten zählen.

4.1.3 Vegetationsstruktur der Probenahmeflächen

Tabelle 4.1-1 gibt in zusammengefasster Form die Vegetationsstruktur der einzelnen Probenahmeflächen wieder. Hierbei bedeutet:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tab. 4.1-2: Überblick über die geschätzten Deckungsgrade der einzelnen Schichten der Probenahmeflächen.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

[...]

Details

Seiten
197
Erscheinungsform
Originalausgabe
Jahr
2005
ISBN (eBook)
9783842812918
Dateigröße
4.2 MB
Sprache
Deutsch
Katalognummer
v228450
Institution / Hochschule
Universität Trier – Geographie/Geowissenschaften FB VI, Studiengang Angewandte Umweltwissenschaften
Note
1,0
Schlagworte
habitatveränderung carabiden laufkäfer klimawandel bioindikation

Autor

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Titel: Über den Einsatz von Laufkäferzönosen als Indikator für Lebensraumzustände und Lebensraumveränderungen