Inge-Beatrice Biro, Claire Wolff und Simone Schneider

Inhalt

1 Einleitung

Die Renaturierung degradierter Ökosysteme ist ein wichtiges Instrument des Naturschutzes, das in der „Dekade der Vereinten Nationen für die Wiederherstellung der Ökosysteme (2021 – 2030)“ (Vereinte Nationen 2019) und im Entwurf der EU-Verordnung über die Wiederherstellung der Natur aufgenommen wurde. Die EU-Biodiversitätsstrategie sieht vor, die Wiederherstellung degradierter Lebensräume in großem Umfang auszubauen und bis 2030 auf 20 % der Landes- und Meeresgebiete Renaturierungsmaßnahmen durchzuführen (Europäische Kommission 2022).

Dauergrünland bedeckt 34 % der landwirtschaftlichen Nutzfläche der EU (Eurostat 2020). Unter extensiver landwirtschaftlicher Nutzung beherbergen Wiesen und Weiden eine sehr hohe Artenvielfalt an Gefäßpflanzen (Dengler et al. 2014), Pilzgemeinschaften (Ruthsatz, Boertmann 2011) und Tieren (Kratochwil, Schwabe 2001; van Swaay et al. 2006). Neben der schutzwürdigen Pflanzen- und Tierartenvielfalt erfüllen Grünlandhabitate zahlreiche weitere Ökosystemleistungen, die für das menschliche Leben essenziell sind (Pilgrim et al. 2010; Bengtsson et al. 2019; Schils et al. 2022).

Trotz ihrer noch relativ weiten Verbreitung und hohen Bedeutung für die Biodiversität gehören Grünlandhabitate in Mitteleuropa zu den am stärksten gefährdeten Lebensräumen und weisen eine extreme Artenverarmung auf (Wesche et al. 2012; Leuschner et al. 2013). Laut der europäischen Roten Liste der Habitate sind ungefähr die Hälfte aller europäischen Grünlandhabitate gefährdet, stark gefährdet oder vom Aussterben bedroht (Janssen et al. 2016). Gründe hierfür können regional variieren, sind in Nord- und Westeuropa jedoch v. a. auf die intensivierte landwirtschaftliche Nutzung und die Umwandlung von Dauergrünland in Äcker oder temporäres Grünland sowie auf die Zunahme der Siedlungsflächen zurückzuführen (Schils et al. 2020). Luxemburg bildet hier keine Ausnahme: Der letzte Nationale Bericht gemäß Fauna-Flora-Habitat(FFH)-Richtlinie hat gezeigt, dass trotz zahlreicher vorhandener Schutzinstrumente der Rückgang und die Degradierung der Mageren Flachlandmähwiesen (FFH-Lebensraumtyp – FFH-LRT 6510) sowie weiterer artenreicher Lebensraumtypen des Grünlands weiter voranschreiten (Berichtsjahre 2013 – 2018; EIONET 2023).

Für die Wiederherstellung ökologisch wertvollen Grünlands reicht die bloße Reduktion der negativen Einflüsse wie Nährstoffeinträge und Übernutzung in den meisten Fällen nicht mehr aus (Bakker, Heerdt 2005). Einerseits ist die Degradierung und Artenverarmung dieser Habitate so weit vorangeschritten, dass sich typische und seltene Pflanzenarten auch bei adäquater landwirtschaftlicher Nutzung nicht mehr von alleine auf den Flächen etablieren (Bakker et al. 1996; Bekker et al. 2000; Janicka 2016). Andererseits fehlt es an Ausbreitungsvektoren zwischen den einzelnen Habitatflächen, damit lebensraumtypische Arten einwandern können (Donath et al. 2003; Öster et al. 2009; Hölzel 2019). Die Wiederherstellung von Grünlandhabitaten durch das Einbringen autochthonen Samenmaterials mittels Mahdgutübertragung (Abb. 1) oder Einsaat sind bewährte Techniken, um typische Pflanzenarten wieder zu etablieren (Kiehl et al. 2010; Kirmer et al. 2012; Tischew, Hölzel 2019). Hierbei wird aufgrund der besseren Erfolgsaussichten der Transfer frischen Mahdguts in der Regel präferiert (Kiehl et al. 2010; Albert et al. 2019; Valkó et al. 2022).

Aufgrund des schlechten Erhaltungszustands des artenreichen Grünlands in Luxemburg sind Renaturierungen und deren Erfolgskontrolle besonders wichtig. Im dritten Nationalen Naturschutzplan hat Luxemburg sich das Ziel gesetzt, langfristig über 4.000 ha des FFH-LRT 6510 neben 770 ha weiterer Grünlandtypen wie Feuchtwiesen und Kalkhalbtrockenrasen wiederherzustellen (MECDD 2023a). Konkretisiert wird die Umsetzung dieses Ziels in der nationalen „Strategie zum Erhalt und Wiederherstellung des artenreichen Grünlandes in Luxemburg“ (MECDD 2020; Schneider 2023) sowie in Arten- und Biotopschutzplänen (Schneider et al. 2013), die Grünlandrenaturierungen als wichtiges Instrument vorsehen.

Das Naturschutzsyndikat SICONA führt in Luxemburg seit mehr als 15 Jahren Grünlandrenaturierungen mit autochthonem Spendermaterial durch. Verwendete und erprobte Verfahren sind die Mahdgutübertragung, die Aussaat von mittels Seed-Harvester direkt geernteten autochthonen Saatgutmischungen und die In-Situ-Ansiedlung seltener Arten (Schneider, Wolff 2020). Bisher hat SICONA auf über 150 ha Grünlandrenaturierungen umgesetzt – bei einem Großteil war das Ziel, den FFH-LRT 6510 wiederherzustellen. Weitere Zielbiotope waren u. a. Pfeifengraswiesen (FFH-LRT 6410), Sumpfdotterblumenwiesen, Kalkhalbtrocken- und Sandmagerrasen sowie Heiden. Die Vornutzung der Empfängerflächen war unterschiedlich; es handelte sich in der Regel um artenverarmte Grünlandflächen oder ehemalige Äcker und Fichtenkahlschläge. Gelegentlich wurden auch Nutzungsparzellen (Flächen mit einheitlicher landwirtschaftlicher Nutzung), die zum überwiegenden Teil bereits artenreich waren, in den artenverarmten Teilbereichen renaturiert. Auf bestehendem Grünland wurde dabei das Spendermaterial nach oberflächiger Bodenbearbeitung (mittels Zinkenrotor) streifenweise auf ca. einem Drittel der Empfängerfläche aufgebracht (somit nur in Teilbereichen) und auf den quasi vegetationsfreien ehemaligen Äckern und Fichtenschlägen flächig verteilt. Als Spenderflächen zur Gewinnung des autochthonen Spendermaterials dienten (bis auf wenige Ausnahmen) Flächen, die sehr artenreich waren und als national geschütztes Biotop (FFH-LRT 6510) ausgewiesen sind (Mémorial 2018).

Seit 2012 werden − wie u. a. in Kirmer et al. (2012) empfohlen − die Renaturierungen von einem floristischen Monitoring vor und nach der Umsetzung begleitet. Ziel ist es, den Erfolg der Wiederherstellungsmaßnahmen zu bewerten und die Entwicklung der Flächen zu dokumentieren. Im Folgenden werden die Ergebnisse dieses Monitorings für die Renaturierungen Magerer Flachlandmähwiesen in Luxemburg nach zehnjähriger Laufzeit bilanziert. Damit soll geprüft werden, ob sich die im Gelände beobachteten Renaturierungserfolge (Abb. 1) in Hinblick auf die Wiederherstellung dieses LRT auch durch die floristischen Erfassungen belegen lassen. Zur Bewertung des Wiederherstellungserfolgs betrachteten wir folgende Fragestellungen:

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Haben sich die renaturierten Bereiche in Bezug auf ihre Artenzusammensetzung an die Spenderflächen angeglichen?

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Welche Zielarten des FFH-LRT 6510 haben sich auf den Empfängerflächen etablieren können und wie hoch sind deren Übertragungsraten in Abhängigkeit der Vornutzung?

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Wie haben sich die Deckung der Zielarten und das Kräuter-Gräser-Verhältnis in den renaturierten Bereichen entwickelt?

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Haben sich die Zielarten auch auf die nicht renaturierten Bereiche ausgebreitet?

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Wurde die lebensraumtypische Artenzusammensetzung des FFH-LRT 6510 auf den Empfängerflächen erreicht?

2 Methoden

Für die vorliegende Analyse wurden 202 Artenlisten von 43 Renaturierungen (auf 43 Nutzungsparzellen mit unterschiedlich vielen Aufnahmen je nach Renaturierungsalter) verwendet, die allesamt als Zielbiotop den FFH-LRT 6510 hatten. Die Monitoringdaten wurden zwischen 2012 und 2022 erhoben.

2.1 Untersuchungsgebiet

Die renaturierten Flächen (Abb. 2) befinden sich im Westen und Südwesten Luxemburgs. Die Mehrheit der untersuchten Empfängerflächen waren artenarme Grünlandflächen, die vor der Renaturierung als Mähwiese (35 %), Mähweide (23 %) und Viehweide (15 %) genutzt wurden. Rund 20 % der Empfängerflächen wurden vor der Renaturierung als Äcker genutzt; nur bei zwei Flächen handelte es sich um ehemalige Fichtenbestände. Angaben zur geologischen und klimatischen Einordnung der Flächen finden sich in Abschnitt 1.1 im Online-Zusatzmaterial unter https://www.natur-und-landschaft.de/extras/zusatzmaterial/.

2.2 Ablauf des Renaturierungsmonitorings

Das Monitoring der Grünlandrenaturierungen wurde für alle Wiederherstellungsmaßnahmen weitgehend standardisiert durchgeführt. Zum einen wurden Artenlisten der vorkommenden Blütenpflanzen auf der gesamten Nutzungsparzelle (sowohl auf Empfänger- als auch Spenderflächen) mittels einer halbquantitativen Häufigkeitsskala erfasst (Wolff et al. 2020). Zum anderen wurden auf den Empfängerflächen Dauerbeobachtungsplots („Renaturierungsplots“; Abb. 1a) angelegt, in denen Vegetationsaufnahmen mittels der von Wilmanns (1989) modifizierten Schätzskala von Braun-Blanquet (Dierschke 1994) erhoben wurden. Dabei wurde folgender Aufnahmerhythmus angestrebt:

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Spenderfläche (gesamte Nutzungsparzelle): Erfassung bestenfalls im Jahr der Renaturierung;

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Empfängerfläche (gesamte Nutzungsparzelle):

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vor der Renaturierung: Erfassung bestenfalls kurz vor der Renaturierung;

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nach der Renaturierung: Erfassung im ersten Jahr nach der Renaturierung und anschließend alle 6 Jahre;

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Empfängerfläche (Dauerbeobachtungsplots bzw. Dauerplots):

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ein Dauerplot oder bei größeren Flächen auch mehrere Dauerplots (jeweils 8 m × 2 m) auf dem renaturierten Teilbereich (meist Streifen) und ein Kontrollplot in einem nicht renaturierten Bereich. Die Kontroll- und Renaturierungsplots liegen in der Regel 1 – 2 m auseinander. Ausnahme: keine Kontrollplots auf ehemaligen Äckern oder Fichtenkahlschlägen, da die Renaturierung auf der gesamten Nutzungsparzelle durchgeführt wurde;

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Anlage und Erfassung im ersten Jahr nach der Renaturierung, danach Wiederholung der Erfassung im dritten, sechsten und neunten Jahr nach der Renaturierung.

2.3 Datenaufarbeitung und statistische Auswertung

Für jede Empfänger- und Spenderfläche wurden pro verwendeter Aufnahme die Artenzahl aller Blütenpflanzen, die Anzahl an Zielarten des FFH-LRT 6510 (Magere Flachlandmähwiese) (im Folgenden kurz: Zielarten) und davon abgeleitet die Anzahl an seltenen und gefährdeten Zielarten sowie die mittleren ungewichteten Ellenberg-Zeigerwerte für Feuchte, Reaktion und Nährstoffe ermittelt. Als Zielarten wurden insgesamt 63 Arten definiert, die in Luxemburg zur Charakterisierung des FFH-LRT 6510 maßgeblich sind (Ministère de l'Environnement 2009; MECDD 2023b). Als seltene bzw. gefährdete Zielarten konnten zehn dieser Arten identifiziert werden, die in die Gefährdungskategorien „gefährdet“, „stark gefährdet“ oder „vom Aussterben bedroht“ sowie „Vorwarnliste“ fallen (Colling 2005).

Um den Erfolg der Renaturierungsmaßnahmen zu beurteilen, wurde sowohl die Entwicklung der renaturierten Teilbereiche als auch der gesamten Nutzungsparzellen evaluiert. Auf Basis der Anzahl und Deckung der Zielarten wurden die Empfänger- und Spenderflächen sowie die renaturierten und nicht renaturierten Teilbereiche vor und nach der Renaturierung miteinander verglichen. Dazu wurden Wilcoxon-Rangsummentests und eine ANOVA mit Post-hoc-Tukey-HSD-Test durchgeführt. Der Vergleich der Artenzusammensetzung zwischen den Spenderflächen und den Renaturierungsplots erfolgte durch eine NMDS-Ordination (NMDS = nichtmetrische multidimensionale Skalierung). Für die detaillierte Vorgehensweise der Datenaufarbeitung und der statistischen Auswertung siehe Abschnitt 1.2 im Online-Zusatzmaterial.

2.4 Ermittlung von Übertragungsraten sowie Einstufung zum FFH-LRT 6510

Für die weitere Bewertung des Renaturierungserfolgs wurden die Übertragungsraten der Zielarten pro Renaturierung ermittelt. Zudem wurde geprüft, inwiefern die Empfängerflächen nach der Renaturierung einem FFH-LRT 6510 entsprachen. Für die Einstufung als FFH-LRT 6510 wurden die Empfängerflächen für das Bewertungskriterium der lebensraumtypischen Artenzusammensetzung nach den Klassifikationskriterien des Offenland-Biotopkatasters in die Wertstufen A/B/C eingestuft (Ministère de l'Environnement 2009; MECDD 2023b). Um den Übertragungserfolg für die einzelnen Zielarten zu quantifizieren, wurde die Frequenz dieser Arten auf den Spender- und Empfängerflächen miteinander verglichen und in fünf Kategorien eingeteilt: I (Zielart in 100 % bis 61 % der Fälle übertragen), II (60 % bis 41 %), III (40 % bis 21 %), IV (20 % bis 1 %) und V (0 %). Die genaue Vorgehensweise zu diesen Auswertungsschritten ist in Abschnitt 1.3 im Online-Zusatzmaterial beschrieben.

3 Ergebnisse

3.1 Artenzusammensetzung nach der Renaturierung

Die berechnete NMDS-Ordination erreichte einen Stress-Wert von 14,72. Die Variablen Gesamtartenzahl (Korrelationskoeffizient r = 0,80), Anzahl Zielarten (r = 0,89) und Anzahl seltene Zielarten (r = 0,66) zeigten eine starke positive Korrelation mit der ersten Achse der Ordination, wohingegen der gemittelte Ellenberg-Zeigerwert für Nährstoffe (r = − 0,78) eine negative Korrelation mit der ersten Achse aufwies (Abb. 3). Die Verteilung der Empfänger- und der Spenderflächen orientierte sich stark entlang der ersten Achse. Dabei befanden sich alle Spenderflächen im ersten und vierten Quadranten des Ordinationsdiagramms (Abb. 3 ). Bis auf wenige Ausnahmen war bei den Empfängerflächen eine Entwicklung in Richtung des ersten und vierten Quadranten zu beobachten (Abb. 3, Abb. 4). Dabei war die Veränderung für die verschiedenen Plots jedoch sehr unterschiedlich. Drei der Renaturierungsplots auf bestehendem Grünland befanden sich bereits vor der Renaturierung in einem relativ guten Zustand in Bezug auf den Nährstoffgehalt (Quadrant IV in Abb. 3 , Abb. 4 ); die Entwicklung nach der Renaturierung war hier eher moderat. Die renaturierten ehemaligen Ackerflächen lagen im Ordinationsdiagramm bei Betrachtung der Abstände entlang der ersten Achse tendenziell näher an den Spenderflächen als die Empfängerflächen auf bestehendem Grünland (Abb. 3 ). Die Länge der Sukzessionsvektoren im Ordinationsdiagramm war sehr unterschiedlich, hing aber, wie in Abb. 4  zu erkennen ist, nicht direkt mit dem Alter der Renaturierungen zusammen. Für relativ junge Renaturierungen (3 und 4 Jahre nach Renaturierung) wurden teilweise genauso große floristische Veränderungen nachgewiesen wie für Renaturierungen, die 8 oder 9 Jahre alt waren. Tendenziell lagen Renaturierungen, die 7 Jahre und älter waren, jedoch näher an den Spenderflächen als jüngere. Neben den Veränderungen entlang der ersten Achse konnte auch für einige Flächen eine geringe Entwicklung entlang der zweiten Achse beobachtet werden. Die zweite Achse korrelierte negativ mit dem Ellenberg-Zeigerwert für die Reaktion (r = − 0,76).

3.2 Vergleich der Anzahl der Zielarten auf den Empfänger- und Spenderflächen

Von den 63 definierten Zielarten kamen insgesamt 54 Arten (85 %) auf den Spenderflächen vor. Dort nicht vorhanden waren u. a. die sehr selten in Luxemburg vorkommenden stark gefährdeten Zielarten Wiesen-Storchschnabel (Geranium pratense), Kümmelblatt-Haarstrang (Peucedanum carvifolia), Zottiger Klappertopf (Rhinanthus alectorolophus) und Wiesen-Salbei (Salvia pratensis). Die Spenderflächen wiesen im arithmetischen Mittel 25 Zielarten, darunter zwei seltene Zielarten, auf (Abb. 5, Tab. 1). Auf bestehendem Grünland nahm die Anzahl der Zielarten durch die Wiederherstellungsmaßnahmen signifikant zu (Abb. 5). Nach der Renaturierung wurden im bestehenden Grünland im arithmetischen Mittel 21 Zielarten nachgewiesen; allerdings bestand immer noch ein signifikanter Unterschied zu der Anzahl an Zielarten auf den Spenderflächen (Abb. 5). Durch die Renaturierung wurde auf den ehemaligen Äckern und Fichtenschlägen das Zielartenniveau der Spenderflächen erreicht, denn hier lag kein signifikanter Unterschied zu den Spenderflächen vor (Abb. 5). Die Anzahl an seltenen Zielarten auf den Empfängerflächen blieb mit einer bis zwei Arten pro Fläche auch nach der Renaturierung gering (Tab. 1). Da die Anzahl an seltenen Zielarten sowohl auf den Spender- als auch auf den Empfängerflächen sehr gering war, wird diese in der weiteren Auswertung nicht mehr aufgegrif-fen.

3.3 Entwicklung der Anzahl und Deckung der Zielarten und des Kräuter-Gräser-Verhältnisses auf den renaturierten Bereichen

Für die Auswertung der Entwicklung der Renaturierungsplots im Vergleich zum Ausgangszustand konnten 64 Vegetationsaufnahmen verwendet werden. Davon gehörten jeweils 27 vor und nach der Renaturierung zu Empfängerflächen auf bestehendem Grünland; 10 Empfängerflächen waren vor der Renaturierung Äcker. Das Alter der Renaturierungsplots lag auf bestehendem Grünland zwischen 3 und 9 Jahren nach der Renaturierung und bei den ehemaligen Äckern bei 4 – 9 Jahren. Die Anzahl an Zielarten konnte auf bestehendem Grünland durch die Renaturierung signifikant gesteigert werden (gepaarter Wilcoxon-Rangsummentest: V = 349, p < 0,001; Abb. 6a). Vor der Renaturierung lag der Median bei 4 Zielarten pro Plot, nach der Renaturierung bei 9 Zielarten (Abb. 6a). Auf den Renaturierungsplots der ehemaligen Äcker lag der Median nach der Renaturierung bei 12 Zielarten (Abb. 6a).

Obwohl sich die Anzahl an Zielarten im bestehenden Grünland durch die Renaturierung signifikant erhöht hat, konnte für die Deckungssumme der Zielarten kein signifikanter Unterschied festgestellt werden (gepaarter Wilcoxon-Rangsummentest: V = 143, p > 0,05; Abb. 6b). Der Median der Deckungssumme der Zielarten lag im bestehenden Grünland vor der Renaturierung bei 25 % und nach der Renaturierung bei 37 % (Abb. 6b). Die Streuung der Werte war jedoch sehr groß (Abb. 6b). Für Renaturierungen auf ehemaligen Ackerflächen wurden deutlich höhere Deckungen der Zielarten erreicht; hierbei lag der Median bei 52 %. Auch der Anteil an Kräutern am Kräuter-Gräser-Verhältnis wurde durch die Renaturierung signifikant gefördert (Wilcoxon-Rangsummentest: V = 68, p < 0,05; Abb. 6c).

3.4 Vergleich der Anzahl an Zielarten auf den renaturierten und nicht renaturierten Bereichen

Der Vergleich der Kontrollplots vor und nach der in unmittelbarer räumlicher Nachbarschaft durchgeführten Renaturierung zeigt, dass sich die Anzahl der Zielarten von vier auf sechs (Median) signifikant erhöht hat (Wilcoxon-Rangsummentest: V = 71, p < 0,001; Abb. 7). Jedoch bleibt auch der Unterschied zwischen den Renaturierungs- und Kontrollplots nach der Renaturierung signifikant (Wilcoxon-Rangsummentest: V = 84, p < 0,001; Abb. 7). Zu den Zielarten, die auf den Kontrollplots Fuß fassen konnten, gehören neben typischen Frischwiesen- und Wirtschaftsgrünlandarten (z. B. Wiesen-Goldhafer − Trisetum flavescens, Kleiner Klee −Trifolium dubium) auch Kennarten der Glatthaferwiesen (z. B. Glatthafer − Arrhenatherum elatius, Wiesen-Pippau − Crepis biennis) sowie Magerkeitszeiger (z. B. Knolliger Hahnenfuß – Ranunculus bulbosus). Die hier betrachteten Renaturierungs- und Kontrollplots nach der Renaturierung wurden im Durchschnitt im sechsten Jahr nach der Renaturierung aufgenommen.

3.5 Übertragungsraten der Zielarten in Abhängigkeit der Vornutzung

Für 19 Spenderflächen wurde die Anzahl an übertragenen Zielarten und die Übertragungsrate der Zielarten berechnet. Hier wurden unterschiedliche Ergebnisse für Empfängerflächen, die vor der Renaturierung bereits Grünland waren und Empfängerflächen, die sich auf ehemaligen Äckern oder Fichtenschlägen befanden, festgestellt. Bei Renaturierungen im bestehenden Grünland konnten zwischen 5 und 15 Zielarten übertragen werden. Der Mittelwert lag bei 11 Zielarten pro Empfängerfläche (Tab. 2). Im Verhältnis zum Arteninventar der Spenderflächen wurden durchschnittlich 45 % der Zielarten übertragen. Für die 9 Empfängerflächen auf ehemaligen Äckern und Fichtenschlägen wurden im Mittel 22 übertragene Zielarten festgestellt. Das Minimum lag hier bei 12 Zielarten und das Maximum bei 33 Zielarten. Durchschnittlich wurden auf ehemaligen Äckern und Fichtenschlägen 76 % der Zielarten aus dem Arteninventar der Spenderflächen übertragen. Um die mittlere Übertragungsrate im bestehenden Grünland nicht zu verzerren, wurden zwei Renaturierungen nicht berücksichtigt, bei denen deutlich mehr Zielarten nach der Renaturierung auf den Empfängerflächen vorgefunden als auf den Spenderflächen nachgewiesen wurden.

3.6 Übertragungserfolg der Zielarten

Insgesamt 19 der nachgewiesenen 54 Zielarten (35 %) fallen in Kategorie I des Übertragungserfolgs (zur Kategorisierung des Übertragungserfolgs der Zielarten siehe Tab. 3 sowie Abschnitt 1.3 im Online-Zusatzmaterial). Sie fanden sich, falls auf den Spenderflächen vorhanden, in 61 – 100 % der Fälle auch auf den Empfängerflächen wieder. Bei den Arten handelt es sich u. a. um häufige Gräser wie Rotes Straußgras (Agrostis capillaris), Weide-Kammgras (Cynosurus cristatus) und Glatthafer (Tab. 3). Der Spitz-Wegerich (Plantago lanceolata) war die Art mit der höchsten Frequenz auf den Spenderflächen; sie kam in allen Spenderflächen vor und anschließend an die Renaturierung auch in allen Empfängerflächen. Elf weitere Zielarten befinden sich in Kategorie II und wurden in 41 − 60 % der Fälle auf den Empfängerflächen nachgewiesen (Tab. 3). Darunter fällt der Gewöhnliche Hornklee (Lotus corniculatus), der zwar in fast allen Spenderflächen (in 30 von 32 Fällen) vorkam, jedoch nur auf 60 % der Empfängerflächen wiedergefunden wurde. Der auf der Vorwarnliste der Roten Liste der Gefäßpflanzen von Luxemburg (Colling 2005) stehende Flaumige Wiesenhafer (Avenula pubescens) fällt ebenfalls in Kategorie II. Die Art kam auf den Spenderflächen von 16 Renaturierungen vor, wurde jedoch nach der Renaturierung nur auf der Hälfte der Empfängerflächen nachgewiesen. In Kategorie III des Übertragungserfolgs fallen 8 Zielarten, die in 21 – 40 % der Fälle übertragen wurden (Tab. 3). Dazu gehören Zielarten, die teilweise auf nur wenigen Spenderflächen vorkamen (Aufrechte Trespe − Bromus erectus und Echtes Labkraut − Galium verum), aber auch solche, die durchaus auf vielen Spenderflächen vorhanden waren. Zu Letzteren zählen Große Pimpinelle (Pimpinella major), Wiesen-Bocksbart (Tragopogon pratensis) und die gefährdete Wiesen-Primel (Primula veris). In Kategorie IV befinden sich 6 Zielarten, die nur in 20 % oder weniger der Empfängerflächen nachgewiesen wurden (Tab. 3). Die Arten in Kategorie V, darunter die Rote-Liste-Arten Knäuel-Glockenblume (Campanula glomerata) und Herbst-Zeitlose (Colchicum autumnale), wurden bei keiner der Renaturierungen übertragen. Dabei handelt es sich v. a. um Zielarten, die nur auf wenigen Spenderflächen vorkamen. Wiesen-Silau (Silaum silaus) und Kleine Pimpinelle (Pimpinella saxifraga) wuchsen zwar auf einem Fünftel der Spenderflächen, wurden aber nie auf eine Empfängerfläche übertragen.

3.7 Einstufung als FFH-LRT 6510

Ziel der Maßnahmen war die Wiederherstellung des FFH-LRT 6510 auf den Empfängerflächen. In Bezug auf die lebensraumtypische Artenzusammensetzung ist dies bei allen Empfängerflächen, die hier betrachtet wurden (n = 32), gelungen. Auf allen Empfängerflächen wurden nach der Renaturierung mindestens 12 Zielarten nachgewiesen (Abb. 8). In Abb. 8 ist zusammengestellt, welcher Wertstufe die Empfängerflächen auf Basis der Anzahl an Zielarten für den FFH-LRT 6510 zugeordnet wurden. Alle Empfängerflächen fielen nach der Renaturierung mindestens in die Wertstufe B. Insgesamt waren sogar 19 Empfängerflächen (90 %) in Bezug auf ihre lebensraumtypische Artenzusammensetzung der Wertstufe A zuzuordnen. Die Entwicklung der Empfängerflächen wurde zusätzlich nach der Vornutzung vor der Renaturierung differenziert (Abb. 8). Von den 9 Empfängerflächen auf ehemaligen Äckern und Fichtenschlägen wiesen 8 Flächen 15 oder mehr Zielarten auf und erreichten somit die Wertstufe A. Ein ehemaliger Acker, auf dem 7 Jahre nach der Renaturierung nur 12 Zielarten nachgewiesen wurden, fiel in die Wertstufe B. Von den Renaturierungen auf bestehendem Grünland erreichten ebenfalls alle bis auf eine Fläche in Bezug auf die Anzahl an lebensraumtypischen Arten die Wertstufe A.

4 Diskussion

4.1 Veränderung der Artenzusammensetzung nach der Renaturierung

Die Ordinationsanalyse zeigt, dass sich das Artenspektrum der Empfängerflächen durch die Renaturierungen dem Artenspektrum der Spenderflächen genähert hat. Dabei ist auffällig, dass renaturierte ehemalige Äcker in der NMDS-Ordination floristisch näher an den Spenderflächen liegen als ein Großteil der Empfängerflächen, die bereits vor der Renaturierung Grünland waren. Die Renaturierung ehemaliger Äcker oder sonstiger quasi vegetationsfreier Flächen erzielt häufig schnelle und gute Renaturierungserfolge, da keine etablierte Grasnarbe vorhanden ist, die mit dem aufgetragenen Spendermaterial in Konkurrenz steht (Hölzel et al. 2006; Kiehl et al. 2010; Harvolk-Schöning et al. 2020). Hinzu kommt, dass auch, wenn sich Arten aus der Samenbank entwickeln, diese vornehmlich konkurrenzschwache einjährige Ruderal- und Ackerarten sind (Tischew, Hölzel 2019).

Gemäß eigener Beobachtung weisen Empfängerflächen auf ehemaligen Äckern oder Fichtenschlägen in den ersten Jahren nach der Renaturierung häufig eine viel höhere Deckung an Kräutern auf als Empfängerflächen in bestehendem Grünland. Harvolk-Schöning et al. (2020) weisen darauf hin, dass es auf renaturierten Äckern trotz anfänglich hoher Etablierungsrate von Zielarten langfristig zum Rückgang oder Verlust dieser Arten kommen kann. Gründe dafür werden in ungünstigen abiotischen Standortbedingungen oder im Fehlen von Mykorrhiza-Pilzen gesehen.

Es konnte auch ein schwacher Zusammenhang zwischen der floristischen Annäherung an die Spenderflächen und dem Alter der Renaturierungsmaßnahme festgestellt werden. Renaturierungen, die 7 Jahre und älter waren, lagen in vielen Fällen in Hinblick auf die Artenzusammensetzung näher an den Spenderflächen als jüngere. Dass bei Grünlandrenaturierungen eine langfristige Betrachtung der Flächenentwicklung notwendig ist, um Aussagen über den Wiederherstellungserfolg treffen zu können, wurde u. a. bei der Renaturierung von Stromtalwiesen am Oberrhein nachgewiesen (Harvolk-Schöning et al. 2020; Sommer et al. 2023). Auch Hussain et al. (2022) nennen die Zeit als wichtigen Faktor bei der Herstellung artenreichen Grünlands auf ehemaligen Ackerflächen. Sie setzen voraus, dass die Entwicklung des neu entstandenen Grünlands mindestens 3 Jahre voranschreiten muss, um sich floristisch – wie auch in Bezug auf die Artengruppen von Käfern, Spinnen und Wildbienen – an bestehende Grünlandflächen anzugleichen. Sullivan et al. (2020) kamen nach einer elfjährigen Bilanzierung von Mahdgutübertragungen zu dem Ergebnis, dass die vergangene Zeit nach der Renaturierung zwar Auswirkungen auf die Artenzusammensetzung der Empfängerflächen hat, jedoch die floristische Annäherung an die Spenderflächen nicht unbedingt begünstigt.

Unsere Ergebnisse zeigen, dass sich die Renaturierungsplots im bestehenden Grünland hin zu einer höheren Artenzahl und auch zu einem niedrigeren Nährstoffniveau entwickelt haben. Diese Entwicklung hängt vermutlich damit zusammen, dass viele der Grünlandstandorte in den Jahren vor der Renaturierung intensiv genutzt und gedüngt wurden. Nach Wiederherstellungsmaßnahmen wurden die Flächen in der Regel in Vertragsnaturschutzprogramme aufgenommen, die im Rahmen der weiteren Extensivierung eine Düngung untersagen, woraufhin sich das Nährstoffniveau in der Regel verringert hat. Diese Analyse könnte zukünftig besser abgesichert werden, indem nicht nur vor der Renaturierung, sondern auch danach entsprechende Bodenparameter im Monitoring aufgenommen werden.

Die Aussagen zur floristischen Ähnlichkeit beruhen auf Präsenz-Absenz-Daten, da auf den Spenderflächen keine Deckungsschätzungen erhoben wurden. Durch diese Vorgehensweise gehen zwar Details zur Deckung verloren, jedoch ist dies durch eine an der Praxis orientierte Abwägung des Monitoringaufwands begründet. Wie zu erwarten war, korrelierte die Anzahl aller Arten, der Zielarten und der seltenen Zielarten mit der Größe der Spenderflächen. Dies schränkt jedoch die Aussagekraft der Ordination nicht ein, da hier v. a. die Entwicklung der Artenzusammensetzung der Renaturierungsplots interessiert und die Spenderflächen nur dargestellt sind, um die Zielvegetation und den Grad der floristischen Änderung abschätzen zu können.

4.2 Entwicklung und Ausbreitung der Zielarten

Die Anzahl an Zielarten konnte auf den Empfängerflächen durch die Wiederherstellungsmaßnahmen gesteigert werden. Die Zunahme ist sowohl auf der gesamten Nutzungsparzelle als auch auf den Renaturierungsplots signifikant. Dabei stehen ein oder mehrere Renaturierungsplots pro Empfängerfläche für das Artenrepertoire, das sich auf den renaturierten Streifen etablieren konnte. Auf den streifig renaturierten Empfängerflächen machen diese Renaturierungsstreifen in der Regel ungefähr ein Drittel der gesamten Nutzungsparzelle aus. Ob die eingebrachten Zielarten sich über die Streifen hinaus weiter auf der Empfängerfläche ausgebreitet haben, kann aufgrund des signifikanten Unterschieds zwischen den Kontroll- und Renaturierungsplots partiell beantwortet werden: Da es sowohl auf den Renaturierungsplots als auch auf den Kontrollplots zu einem Anstieg der Zielarten kam, kann geschlussfolgert werden, dass sich die Zielarten z. T. auch auf nicht renaturierte Teilbereiche ausgebreitet haben. Jedoch kamen immer noch signifikant mehr Zielarten auf den Renaturierungsplots vor, was darauf hindeutet, dass sich nicht alle Zielarten aus den renaturierten Streifen in die benachbarten Kontrollplots ausgebreitet haben. Die Ausbreitung von Zielarten über die Renaturierungsstreifen hinaus ist bekanntlich ein langsamer Prozess, der sich vermutlich im Laufe der Zeit durch zunehmende Konkurrenz aufgrund erhöhter Artenvielfalt noch zusätzlich verlangsamt (Burmeier et al. 2011). Visuell lässt sich das auf vielen Empfängerflächen beobachten, wo sich auch einige Jahre nach der Wiederherstellungsmaßnahme die renaturierten Streifen noch deutlich von den nicht renaturierten Teilbereichen unterscheiden lassen (Abb. 1b). Interessant wäre es daher, durch die Anlage weiterer Kontrollplots direkt angrenzend an die Renaturierungsstreifen die Ausbreitung der Zielarten detaillierter zu dokumentieren. Angesichts der anhaltenden Verluste des artenreichen Grünlands könnte − in Abhängigkeit von den Ausgangsbedingungen und unter Abwägung mit den Zielen des Klimaschutzes − auch im bestehenden Grünland über einen flächigen Renaturierungsansatz nachgedacht werden.

In unserer Studie konnten über 80 % der auf den Spenderflächen vorhandenen Zielarten in unterschiedlichem Umfang auf den Empfängerflächen nachgewiesen werden. Dabei war die Frequenz von Gräsern und häufigen Kräutern auf den Empfängerflächen in etwa genauso hoch wie auf den Spenderflächen. Der Zuwachs an Zielarten beschränkt sich v. a. auf häufige Arten. Seltene Zielarten mit Rote-Liste-Status wurden in vielen Fällen nicht übertragen, auch wenn sie – wie Colchicum autumnale – auf einem Drittel der Spenderflächen nachweislich vorkamen. Insgesamt kamen seltene Zielarten (bspw. Campanula glomerata) auch nur mit einer geringen Frequenz und Häufigkeit auf den Spenderflächen vor. Dies und die oft sehr spezifischen Standortansprüche können als mögliche Gründe für den geringen Renaturierungserfolg in Hinblick auf seltene Arten gesehen werden. Wagner et al. (2021) und Sommer et al. (2023) sprechen davon, dass Zielarten häufiger als „selten“ (entspricht dem DAFOR-Skala-Wert R; Deckung 1 – 10 %) auf einer Spenderfläche vorkommen müssen, damit sie übertragbar sind. Je höher die Frequenz einer Art auf einer Spenderfläche ist, desto wahrscheinlicher ist es, dass viele Samen bzw. Diasporen übertragen werden können und dadurch eine Etablierung auf den Empfängerflächen möglich wird (Albert et al. 2019; Wagner et al. 2021).

Die Übertragbarkeit von Zielarten hängt von vielen Faktoren ab und ist ein Zusammenspiel aus der Möglichkeit, Diasporen (Samen, Früchte oder vegetative Pflanzenteile) auf den Spenderflächen zu sammeln, und der Ausbreitungsökologie der betreffenden Arten. Neben der Häufigkeit auf der Spenderfläche spielen v. a. die Samenreife zum Erntezeitpunkt und die Keimungsbedingungen der jeweiligen Art eine wichtige Rolle für die Etablierungswahrscheinlichkeit einer Pflanzenart nach einer Renaturierung. In der Regel haben Arten, die die konkurrenzschwachen Bedingungen direkt im Anschluss an die Mahdgutübertragung nicht nutzen können, weil sie bestimmte Keimungsbedingungen (z. B. Frost, Aufhebung einer Dormanz) benötigen, Schwierigkeiten, sich auf den Empfängerflächen zu etablieren (Wagner et al. 2021). Für Renaturierungen mit dem Zielbiotoptyp FFH-LRT 6510 finden die Mahdgutübertragungen in der Regel von Ende Juni bis Ende Juli statt. Die Samen einiger Zielarten wie Kleiner Wiesenknopf (Sanguisorba minor) und Körnchen-Steinbrech (Saxifraga granulata) sind zu diesem Zeitpunkt bereits größtenteils ausgefallen und darum nur schwer für eine Übertragung zu sammeln. Ähnlich ist die Situation bei Colchicum autumnale, dessen Samenreife mitunter nicht immer mit dem Zeitpunkt der Mahdgutübertragung übereinstimmt. Im Fall von Silaum silaus ist neben der geringen Individuenzahl auf den Spenderflächen sowie dem unterschiedlichen Reifezeitpunkt vermutlich auch die Ausbreitungsökologie der Art ein Grund für den ausbleibenden Übertragungserfolg. Auch andere Studien stufen S. silaus als schlechten Kolonisierer ein (Bischoff et al. 2009).

Für Zielarten, die in den Spenderflächen fehlen oder nicht übertragen wurden, wird die nachträgliche Einbringung durch Einsaat empfohlen (Baasch et al. 2016; Sullivan et al. 2020). Die Auswahl der Arten, die zusätzlich einzubringen sind, kann zum einen gleich nach der Auswahl der Spenderfläche und zum anderen schon wenige Jahre nach der Renaturierung erfolgen. Der Effekt des Einbringens autochthonen Spendermaterials beschränkt sich v. a. auf die ersten Jahre nach der Renaturierung, da nach wenigen Jahren keine merkliche Zunahme an Zielarten beobachtet wurde (Sullivan et al. 2020; Valkó et al. 2022; Sommer et al. 2023). Als Konsequenz daraus kann abgeleitet werden, dass der Renaturierungserfolg nach 3 – 4 Jahren überprüft werden kann, um anschließend fehlende Zielarten durch die gezielte Einsaat oder Auspflanzung in Kombination mit der Schaffung offener Bodenstellen als Regenerationsnischen einzubringen (Garrouj et al. 2019; Sullivan et al. 2020; Wagner et al. 2021). Zum Übertragen und Einbringen seltener Arten können auch Ansiedlungen von Jungpflanzen eine sinnvolle Ergänzung zur Mahdgutübertragung darstellen (Wallin et al. 2009; Wolff, Schneider 2020). Auch die gleichzeitige Übertragung frischen Mahdguts und die gezielte Einsaat von Zielarten kann miteinander kombiniert werden (Baasch et al. 2016; Slodowicz et al. 2023).

Zusätzlich zum Anstieg der Anzahl an Zielarten kam es in den renaturierten Bereichen auch zu einer Verschiebung des Kräuter-Gräser-Verhältnisses in Richtung eines höheren Kräuteranteils. Auch Schaumberger et al. (2021) weisen in einer neunjährigen Beobachtungsreihe nach, dass unabhängig von der Renaturierungsmethode die Deckung an Kräutern nach der Renaturierung zunimmt und die der Gräser abnimmt. Da auf den Spenderflächen 9 Gräser-Zielarten vorhanden waren, ist neben der Abnahme der Gräserdeckung auf den Empfängerflächen aber auch mit einer Diversifizierung der Gräserzusammensetzung hin zu einer lebensraumtypischeren Artenkombination zu rechnen. Die Deckungssumme der Zielarten konnte auf bestehenden Grünlandflächen nicht signifikant gesteigert werden. Die Zielarten haben sich zwar etabliert, doch eine relevante Ausbreitung ist vermutlich durch eine konkurrenzstarke Grasnarbe erschwert (Hölzel et al. 2006). Hosie et al. (2019) stellten auf renaturierten Stromtalwiesen nach 7 Jahren ebenfalls eine geringere Änderung der Deckung der Zielarten fest als die Änderungen der Frequenz der Zielarten. Die Renaturierungen auf ehemaligen Äckern wiesen für die Anzahl und Deckung an Zielarten sowie für den Anteil der Kräuter am Kräuter-Gräser-Verhältnis durchweg bessere Ergebnisse auf als die im bestehenden Grünland. Wie jedoch bereits angemerkt, kann die Artenzahl auf ehemaligen Ackerflächen wieder abnehmen, da diese in ihrer Artenzusammensetzung instabiler sind als bspw. bestehende Grünlandflächen (Harvolk-Schöning et al. 2020). Eine zusätzliche Übertragung von Mykorrhiza-Pilzen in Form von Bodeninokulationen (Beimpfungen) kann dazu beitragen, die Etablierung von Zielarten zu fördern (Wubs et al. 2016; Koziol, Bever 2017).

4.3 Parameter der Erfolgskontrolle und deren Bedeutung

Als ein Parameter der Erfolgskontrolle wurden die Übertragungsraten der Zielarten pro Renaturierung unter Berücksichtigung der Vornutzung betrachtet. Für die Ermittlung der Übertragungsraten wurde der Ausgangszustand der Empfängerfläche in Hinblick auf die Anzahl an bereits vorhandenen Zielarten berücksichtigt. Die Übertragungsraten der Zielarten lagen im Mittel bei 45 % bei Renaturierungen im bestehenden Grünland und damit niedriger als der in Kirmer et al. (2012) mit knapp 63 % angegebene Mittelwert aus fünf Studien zu Mahdgutübertragungen von Frischwiesen. Jedoch ist dort nicht angegeben, ob bereits vorhandene Zielarten auf den Empfängerflächen von der Übertragungsrate abgezogen wurden. Bei den Renaturierungen auf ehemaligen Äckern und Fichtenschlägen liegt die ermittelte mittlere Übertragungsrate bei 76 %. Im Vergleich dazu geben Kirmer et al. (2012) auf ehemaligen Ackerflächen eine mittlere Übertragungsrate von 51,8 % für die Zielvegetation der Frischwiesen an. Sommer et al. (2023) nennen relative Übertragungsraten von 35 % auf renaturierten Stromtalwiesen und ziehen bereits vorhandene Zielarten bei ihren Berechnungen ab. Insgesamt fällt bei der Recherche nach Vergleichswerten auf, dass die Berechnungsmethoden von Übertragungsraten bei Wiederherstellungen im Grünland relativ divers sind, da viele Faktoren eine Rolle spielen und – soweit bekannt – bisher keine einheitliche Methode dafür etabliert wurde. In der Praxis gibt es einige Faktoren, die das Monitoring nach Wiederherstellungsmaßnahmen und damit die Bestimmung der Übertragungsraten bzw. des Übertragungserfolgs der Zielarten einschränken. So ist es bspw. bei beweideten Flächen nicht immer möglich, eine vollständige Erfassung der Arten zum Zeitpunkt der optimalen Vegetationsentwicklung durchzuführen. Auch in Hinblick auf die Übertragungsraten lässt sich letztlich ein Eintrag aus anderen Quellen (bspw. aus der Samenbank oder durch Anemochorie) nicht sicher ausschließen. Dennoch halten wir es für essenziell, das Arteninventar der Empfänger- und Spenderfläche nach und auch vor der Renaturierung zu erfassen, um eine optimale Datengrundlage für die Berechnung der Übertragungsraten zu haben.

5 Fazit und Empfehlungen

Die Gesamtbetrachtung der Ergebnisse unseres Renaturierungsmonitorings zeigt, dass mit den angewandten Wiederherstellungsmaßnahmen der Artenreichtum Magerer Flachlandmähwiesen auf den Empfängerflächen erhöht werden kann. Dabei gelingt die Wiederherstellung bei Renaturierungen auf ehemaligen Äckern und Fichtenschlägen besser als auf Grünlandstandorten. Der Renaturierungserfolg kann jedoch sehr variabel sein. Die Identifizierung fehlender, nicht erfolgreich übertragener Zielarten ist wichtig, um diese schließlich in einem zweiten Schritt – durch Auspflanzen oder Aussaat – auf den Empfängerflächen einzubringen.

Das hier vorgestellte Monitoringkonzept hat sich für unsere Zwecke als praktikabel und zielführend herausgestellt. Somit liefern Monitoringdaten, die im Rahmen konkreter praktischer Naturschutzmaßnahmen erhoben werden, wertvolle Aussagen zur Qualität von Renaturierungen.

Die Einstufung als FFH-LRT 6510 bietet ein klares Bewertungskriterium für den Renaturierungserfolg. Der Großteil der hier untersuchten Flächen entspricht nach den Wiederherstellungsmaßnahmen hinsichtlich der Anzahl an Zielarten dem FFH-LRT 6510 in der Wertstufe A. Bei zwei Empfängerflächen, die bereits vor der Renaturierung der Wertstufe A zugeordnet waren, handelt es sich um heterogene Nutzungsparzellen, auf denen sowohl artenreiche als auch artenarme Teilbereiche vorkamen. Die Renaturierung erfolgte daher nur auf Letzteren. Es muss also berücksichtigt werden, ob bei einer streifenweise durchgeführten Renaturierung im Ergebnis die gesamte Fläche einem FFH-LRT 6510 der Wertstufe A entspricht. Die Ausbreitung der Zielarten auf die nicht renaturierten Teilbereiche ist zwar nachgewiesen, aber unter Umständen sehr langwierig (Burmeier et al. 2011).

Es bleibt vorerst offen, ob alle Empfängerflächen in Hinblick auf die Vegetationsstruktur und die Verteilung von Zielarten auf der gesamten Fläche sowie entsprechend der vorgegebenen Mindestgröße für Biotope des FFH-LRT 6510 (1.000 m²) einem FFH-LRT 6510 entsprechen. Bisher ist nicht klar, ob nur die renaturierten Streifen als FFH-LRT 6510 gewertet werden dürfen oder auch die nicht renaturierten Teilbereiche. Hierzu sollten aufgrund vorliegender Ergebnisse konkrete Vorgaben ausgearbeitet und behördlicherseits festgelegt werden. Zur vollständigen Bewertung der bisher renaturierten Flächen als geschütztes Biotop sowie zur Beurteilung der geschaffenen Biotop-Qualität müssen zusätzlich zum lebensraumtypischen Arteninventar auch die lebensraumtypischen Strukturen und die Beeinträchtigungen systematisch erfasst werden (siehe Abschnitt 1.3 im Online-Zusatzmaterial). Dazu sollten die renaturierten Flächen im Rahmen des landesweiten Monitorings des Offenland-Biotopkatasters nach der vollständigen Biotopklassifizierung beurteilt werden, bevor sie im Sinne der gesetzten Renaturierungsziele als erfolgreich wiederhergestellt gelten. Zur umfassenden Einordnung von Wiederherstellungen artenreichen Grünlandes und von dessen ökosystemarer Funktionalität werden neben Vegetationserfassungen auch faunistische Erhebungen empfohlen (Harnisch et al. 2014; Stöckli et al. 2020; Siebenaler et al. 2022).

Auch in Hinblick auf die steigenden europäischen und nationalen Anforderungen zur Wiederherstellung von Lebensräumen werden Erfolgskontrollen und deren Standardisierung immer wichtiger. Im Verhältnis zur Anzahl und zum Detaillierungsgrad von Anleitungen zur Umsetzung von Grünlandrenaturierungen wird ein Monitoring des Renaturierungserfolgs zwar immer wieder empfohlen, jedoch selten konkretisiert. Wir plädieren dafür, dass einheitliche Parameter und Vorgehensweisen zur Ermittlung des Renaturierungserfolgs im mesophilen Grünland etabliert werden, um die Ergebnisse und die Qualität von Wiederherstellungsmaßnahmen zu überprüfen und miteinander vergleichen zu können. Wichtig erscheint es uns hierbei, dass nicht nur das Vorkommen von Zielarten, sondern auch deren Häufigkeit und/oder Deckung betrachtet werden sowie eine klare Definition des Zielhabitats formuliert wird. Zur Erfolgskontrolle müssen einheitliche Parameter erhoben werden, die auf lokal variierende Ausprägungen der Zielbiotope anwendbar sind und die konkreten Zielsetzungen berücksichtigen.

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↑   Wubs E.R., van der Putten W.H. et al. (2016): Soil inoculation steers restoration of terrestrial Ecosystems. Nature Plants 2: e16107. DOI: 10.1038/nplants.2016.107

7 Online-Zusatzmaterial

Weitere Ausführungen zu den Methoden sind als Online-Zusatzmaterial unter https://www.natur-und-landschaft.de/extras/zusatzmaterial/ abrufbar.

Förderung und Dank

Unser Dank gilt den Mitgliedsgemeinden von SICONA sowie dem Ministerium für Umwelt, Klima und Biodiversität in Luxemburg für die Finanzierung der durchgeführten Renaturierungen und des botanischen Monitorings zur Erfolgskontrolle. Michael Rudner danken wir für die Ratschläge zur Datenanalyse, Liza Glesener für die Hilfe bei der Datenaufbereitung sowie Erwin Schneider für die Durchsicht des Manuskripts. Bei den beiden anonymen Gutachterinnen/Gutachtern bedanken wir uns für die wertvollen Anmerkungen sowie bei Karin Roth und Dr. Ulrich Sukopp für die sehr hilfreichen fachlichen Hinweise und ihre redaktionelle Arbeit.