Werner Ackermann, Daniel Fuchs, Martin Freitag, Stefanie Stenzel und Wiebke Züghart

Inhalt

1 Einleitung

Unsere Landschaften und Ökosysteme unterliegen ständiger Veränderung. Besonders in den vergangenen Jahrzehnten hat sich das Erscheinungsbild der Gesamtlandschaft durch den Landnutzungswandel stark verändert. Die landwirtschaftliche Nutzung von Äckern und Grünland wurde mit dem technologischen Fortschritt deutlich intensiviert (Einarsson et al. 2021), während die Nutzung anderer wertvoller Biotope des Offenlands oft aufgegeben wurde (Dengler, Tischew 2017). Gleichzeitig liegt die durchschnittliche tägliche Flächeninanspruchnahme für Siedlungs- und Verkehrsflächen in Deutschland noch deutlich über dem Ziel von weniger als 30 ha pro Tag (Destatis 2023), dessen Erreichung die Bundesregierung in der Neuauflage der Deutschen Nachhaltigkeitsstrategie bis zum Jahr 2030 festgesetzt hat (Bundesregierung 2017: 159). Neben diesen Nutzungsänderungen sind auch Folgen des Klimawandels bereits deutlich sichtbar. So führte z. B. die extreme Sommertrockenheit 2018 zu großflächigen Waldschäden (Brun et al. 2020; Schuldt et al. 2020). Da diese Veränderungen der Ökosysteme auch deren Ökosystemleistungen beeinflussen (Verhagen et al. 2018), müssen wir diese Veränderungen beobachten und verstehen, um eventuell notwendige Maßnahmen frühzeitig ergreifen zu können.

Eine systematische und regelmäßige Erfassung des Zustands der Ökosysteme und ihrer Biotope erlaubt es, Veränderungen zu dokumentieren und zu bewerten. In Großbritannien erhebt das UK Countryside Survey seit 1984 in regelmäßigen Abständen Daten zu Biotopen, aber auch zur Vegetationszusammensetzung und zu Bodenparametern (Carey et al. 2008). So hat dort die Ackerfläche zwischen 1984 und 2007 zugunsten von Intensivgrünland abgenommen und Feldhecken gingen in diesem Zeitraum ebenfalls deutlich zurück. Gleichzeitig nahm die Anzahl der Pflanzenarten in Heiden und im Grünland ab. Auch für Deutschland belegt das Monitoring von Landwirtschaftsflächen mit hohem Naturwert (High Nature Value Farmland − HNV-Farmland) nach seinem Start im Jahr 2009 eine Abnahme ökologisch wertvoller Acker-, Brache- und Grünlandflächen (Hünig, Benzler 2017), während Daten aus Biotopkartierungen auf weiträumige Rückgänge besonders der mittelhäufigen Pflanzenarten hindeuten (Bruelheide et al. 2020; Jansen et al. 2020). Im Zusammenhang mit anhaltend negativen Populationstrends von Agrarvögeln (Kamp et al. 2021) und der Abnahme der Biomasse und Abundanz von Insekten selbst in Schutzgebieten (Schuch et al. 2012; Hallmann et al. 2017) sind dies deutliche Hinweise, dass sich der Zustand der Biotope auf Landschaftsebene stark verändert hat.

Detaillierte Daten zur Gesamtlandschaft sind für Deutschland jedoch rar. Erfassungen im Rahmen der Bundeswaldinventuren(Riedel et al. 2017) oder der Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG und Fauna-Flora-Habitat(FFH)-Richtlinie 92/43/EWG(Sachteleben, Behrens 2010) liefern jeweils Daten zu ausgewählten Schutzgütern, während die Biotopkartierungen der Länder oft nur die gesetzlich geschützten Biotope in größeren Zeitabständen bearbeiten (Kaiser et al. 2013). Diese Erfassungen liefern wertvolle Informationen zu spezifischen Teilaspekten von Natur und Landschaft, um bestimmte Bedarfe und Berichtspflichten zu bedienen, allerdings fehlen bisher regelmäßige und repräsentative bundesweite Informationen zu Veränderungen der Biotope der Gesamtlandschaft. Regelmäßige Erhebungen auf repräsentativen Stichprobenflächen (SPF) auf Landesebene im Rahmen der Ökologischen Flächenstichprobe in Nordrhein-Westfalen (König 2010) und des HNVplus-Monitorings in Schleswig-Holstein (Dethmann 2019) deuten allerdings auf den Mehrwert systematischer und regelmäßiger Erfassungen der Gesamtlandschaft hin (vgl. Santora 2011).

Ein flächendeckendes Bild könnte der Ökosystematlas liefern, der die Landoberfläche Deutschlands in 74 Ökosystemklassen einteilt und dessen Flächenbilanzen der Ökosysteme im Abstand von drei Jahren aktualisiert werden sollen (Destatis 2021a, b). Die Klassifikation des Ökosystematlas mit dem Landbedeckungsmodell für Deutschland (LBM-DE) als Hauptdatengrundlage (BKG 2020) ist aus Naturschutzsicht allerdings nicht detailliert genug. In sehr vielen Fällen werden weitere Informationen benötigt, um Aussagen zu Zustandsveränderungen frühzeitig treffen zu können. Um die Zielerreichung der Nationalen Strategie zur biologischen Vielfalt (NBS) zu evaluieren (BMU 2007) oder die in der EU-Biodiversitätsstrategie 2030 anvisierten Ziele für die Wiederherstellung der Natur zu überwachen (European Commission 2021), ist z. B. die Unterscheidung zwischen intaktem und degradiertem Hoch- und Niedermoor unabdingbar. Solche Einschätzungen zum Zustand kann der Ökosystematlas derzeit für viele Ökosysteme nicht leisten.

2 Das Ökosystem-Monitoring als neuer Monitoringbaustein

Eine repräsentative, wiederholte und systematische Erfassung aller Biotope und Nutzungen der Gesamtlandschaft Deutschlands mit einer geeigneten Zustandsbewertung könnte die bisher fehlenden Daten bereitstellen. Das Ökosystem-Monitoring (ÖSM) soll das Naturschutzmonitoring um diesen wichtigen Baustein erweitern. Das Bundesamt für Naturschutz (BfN) arbeitet seit 2015 im Rahmen mehrerer vom Bundesumweltministerium geförderter Forschungs- und Entwicklungsvorhaben (F + E-Vorhaben) zusammen mit Vertragspartnerinnen und -partnern und unter Einbindung der Bundesländer intensiv an dessen Konzeption. Das erste F + E-Vorhaben „Ökosystem-Monitoring auf bundesweit repräsentativen Stichprobenflächen (ÖSM-I)“ (Laufzeit 2016 – 2019) wird ausführlich in den BfN-Skripten 568 dargestellt (Ackermann et al. 2020). Der vorliegende Beitrag bietet eine Zusammenfassung der wichtigsten Fakten und Ergebnisse dieses F + E-Vorhabens.

Das ÖSM nutzt ebenfalls die bundesweit repräsentativen SPF, auf denen das Monitoring häufiger Brutvögel und das Monitoring von HNV-Farmland durchgeführt werden (Mitschke et al. 2005; Hünig, Benzler 2017) und ein Insektenmonitoring geplant ist (BfN 2021). Damit bildet das ÖSM ergänzend zu den etablierten Monitoringprogrammen eine bundesweite Grundlage für Aussagen zur Entwicklung der Ökosysteme in der Gesamtlandschaft.

Eines der Hauptziele des ÖSM ist die Dokumentation des Landschaftswandels. Die Flächenänderungen der erfassten Biotope sollen quantifiziert werden und aufzeigen, ob und wie sich die Vielfalt der Biotoptypen in der Landschaft verändert oder inwiefern die Fläche besonders wertvoller Biotoptypen zu- oder abgenommen hat. Veränderungen der Biotope zeigen sich allerdings oft nicht im Wechsel des Biotoptyps, wie bspw. nach Grünlandumbruch oder Aufforstung von Grenzertragsstandorten. Oft sind es graduelle Veränderungen in der Ausprägung eines Biotoptyps. Daher ist ein wichtiger Bestandteil des ÖSM, den qualitativen Zustand der erfassten Biotope anhand einfach zu erhebender Merkmale zu dokumentieren. Anhand der Zusammensetzung der Grünlandvegetation konnten z. B. Rückgänge der Pflanzendiversität oder gerichtete Veränderungen als Folge atmosphärischer Stickstoffdepositionen in der Schweiz und in Großbritannien nachgewiesen werden (Maskell et al. 2010; Roth et al. 2019). Diese Merkmale zum Zustand der Biotope könnten außerdem weitere Erkenntnisse liefern, durch welche Mechanismen der Landnutzungswandel z. B. zum Diversitätsverlust von Vögeln und Insekten beiträgt (vgl. Seibold et al. 2019; Busch et al. 2020). Die Einflüsse von Faktoren wie dem Landnutzungswandel oder dem Klimawandel sollen somit für die Gesamtlandschaft Deutschlands dokumentiert und bewertet werden.

3 Methode des ÖSM

Bei der ÖSM-Kartierung erfolgt eine vollständige und flächige Erfassung von Biotopen und Nutzungen sowie weiterer Strukturparameter auf bundesweit repräsentativen SPF.

3.1 Flächenkulisse

Das Stichprobennetz des ÖSM besteht aus einem Grundprogramm von 1.000 jeweils 1 km² großen quadratischen Probeflächen, die als geschichtete Zufallsstichprobe über die Landfläche Deutschlands verteilt sind. Die Stichprobenkulisse wurde ursprünglich vom Statistischen Bundesamt und dem BfN für das Monitoring häufiger Brutvögel entwickelt (Mitschke et al. 2005). Es handelt sich hierbei um eine nach Landnutzungsklassen geschichtete Stichprobe, die in Deutschland räumlich auf 21 verschiedene Standorttypen und 6 Landnutzungsklassen (Haupt-Landnutzungstypen) verteilt ist. So kann aus den auf den SPF erhobenen Daten mit ausreichender Sicherheit auf die Verteilung der gemessenen Parameter im gesamten Bundesgebiet geschlossen werden. Die optionale Vertiefungsstichprobe mit insgesamt 2.637 SPF (einschließlich der SPF der Grundstichprobe) erlaubt dabei auch statistisch abgesicherte Aussagen auf Ebene der Bundesländer (Heidrich-Riske 2004). Die SPF sind nicht flächenproportional auf die Landnutzungsklassen verteilt. Sonderkulturen, Sonderbiotopen und Siedlungsflächen wurden mehr SPF zugewiesen als es ihrem Flächenanteil in Deutschland entspricht, Äckern und Wäldern hingegen weniger. Dieser Umstand, der zu einer verbesserten Aussage für die selteneren Landnutzungsklassen führt, muss bei Hochrechnungen berücksichtigt werden (vgl. Ackermann et al. 2020; Bruehlheide et al. 2022).

3.2 Kartierschlüssel

Als Grundlage für die Entwicklung eines bundesweit gültigen Kartierschlüssels wurde die Rote Liste der gefährdeten Biotoptypen Deutschlands (Finck et al. 2017) herangezogen. Bei der Auswahl der Biotoptypen, die für eine Zuordnung der erfassten Biotope herangezogen werden, wurde in den meisten Fällen auf die zweite Gliederungsebene dieser Roten Liste zurückgegriffen, also z. B. den Biotoptyp „eutrophe stehende Gewässer“ (24.04). Bei einigen Biotoptypengruppen − insbesondere Grünland und Wälder − sollen genauere Differenzierungen des Biotoptyps vorgenommen werden, die dann auch die dritte Gliederungsebene umfassen. Beispiele hierfür sind die Biotoptypen „Pfeifengraswiesen (auf mineralischen und organischen Böden)“ (35.02.01), „Brenndolden-Auenwiesen“ (35.02.02) sowie „sonstiges extensives Feucht- und Nassgrünland in tieferen Lagen“ (35.02.03). In wenigen Fällen war es aus Gründen der Praktikabilität bei der Kartierung erforderlich, einzelne Biotoptypen zusammenzufassen bzw. zu ergänzen. Insgesamt werden im ÖSM 274 verschiedene Biotoptypen unterschieden, die in 36 Biotoptypengruppen gegliedert sind. Gleichzeitig müssen die Kartiererinnen und Kartierer angeben, ob das erfasste Biotop einem Lebensraumtyp (LRT) des Anhangs I der FFH-Richtlinie zugeordnet werden kann.

Neben dem ÖSM-Biotoptyp sind auch die Biotoptypen gemäß der entsprechenden Länder-Biotopkartierung zu ermitteln. Als Hilfestellung hierfür wurden länderspezifische Zuordnungslisten erstellt. Da die Struktur und Definition der Biotoptypen in der Roten Liste der Biotoptypen von denen einzelner Bundesländer abweichen, lassen sich keine vollständig stimmigen Zuordnungen definieren. In diesen Fällen müssen die Kartiererinnen und Kartierer selbstständig entscheiden, ob eine Zuordnung zu einem Länderbiotoptyp möglich ist oder nicht. Zudem liegen nicht für alle ÖSM-Biotoptypen entsprechende Pendants in Bundesländern vor, da teilweise nur gesetzlich geschützte Biotope kartiert werden.

Wenn auf einer Fläche Biotope mit Zuordnung zu verschiedenen Biotoptypen eng miteinander verzahnt sind bzw. nicht klar räumlich voneinander getrennt werden können, können im ÖSM Biotopkomplexe mit bis zu drei verschiedenen Biotoptypen gebildet werden. Außerdem ist es zulässig, dass eine Biotopfläche aus mehreren Teilflächen (Multipartpolygone) besteht, wenn Biotoptyp und Merkmale auf allen Teilflächen identisch und die Flächen räumlich eng benachbart sind (z. B. Bäume gleicher Art und gleichen Alters entlang einer Straße, deren Kronenräume getrennt sind).

Entsprechende Regeln hierzu, Schwellenwerte für die Erfassung von ÖSM-Flächen (Mindesterfassungsgrößen), Hinweise zu Kartierungszeitpunkten sowie die Behandlung diverser Spezialfälle finden sich in dem rund 100 Seiten starken Kartierschlüssel für das ÖSM (Ackermann et al. 2020).

3.3 Zusatzmerkmale zur Bewertung der Biotope

Um auch Aussagen zur Ausprägung und naturschutzfachlichen Qualität der erfassten Biotope zu ermöglichen, sind im ÖSM Erfassungen von Zusatzmerkmalen vorgesehen. Hierzu wurden anhand der wichtigsten Gefährdungsursachen der Biotoptypen, der HNV-Erfassungsanleitung und der Bewertungsvorschriften des bundesweiten FFH-Monitorings für jeden Biotoptyp wenige Merkmale ausgewählt, die nach Möglichkeit mit geringem Zeitaufwand erfasst werden können und bei denen kurz- bis mittelfristig Veränderungen möglich sind. Innerhalb einer Biotoptypengruppe sind die Merkmale bei einzelnen Biotoptypen in der Regel einheit-lich.

Häufig sind diese Merkmale in Prozentklassen anzugeben. Hiermit können später quantitative Veränderungen aufgezeigt werden. Zusatzmerkmale mit Prozentklassen können sowohl Qualitätsparameter im Sinne einer höheren naturschutzfachlichen Wertigkeit bei höheren Prozentwerten sein als auch Merkmale im Sinne von Belastungen, die bei höheren Prozentwerten umso stärker negativ auf die Biotope einwirken. Ein Beispiel für ein Qualitätsmerkmal ist die Gesamtdeckung der Kräuter bei Grünlandbiotoptypen. Beispiele für Belastungen sind die Gesamtdeckung der Eutrophierungs- und Austrocknungszeiger bei Feucht- und Moorbiotoptypen oder der Anteil verbauter Abschnitte an der Gesamtlänge von Fließgewässern. Daneben gibt es auch beschreibende Zusatzmerkmale wie die Anteile von Waldentwicklungsphasen, Wuchsklassen bei Bäumen oder Altersphasen bei Sträuchern, deren Kombination (z. B. gleichzeitiges Vorkommen verschiedenartiger Klassen bzw. Phasen) naturschutzfachlich bewertet werden kann.

Zur Charakterisierung der Biotope wird für die meisten Offenland- und ausgewählte Gehölzbiotoptypen (gesetzlich geschützte Waldbiotope bzw. Wald-LRT) das Arteninventar der Gefäßpflanzen entlang eines 30 m langen (in Wäldern 100 m langen) und 2 m breiten Transekts erfasst. Dabei sollen sämtliche zum Kartierungszeitpunkt erkennbaren Gefäßpflanzen in vier verschiedenen Deckungsklassen aufgenommen werden. Schließlich ist bei vielen Biotoptypen die aktuell erkennbare Nutzung zu kartieren.

4 Erste Erfassungen und Qualitätssicherung

Im Jahr 2017 erfolgten die ersten Probekartierungen auf 35 SPF, im Jahr 2018 konnten weitere Kartierungen auf 189 SPF an insgesamt 22 verschiedene Kartierungsbüros vergeben werden (siehe Abb. 1). In Nordrhein-Westfalen wurden keine Probeflächen bearbeitet, da in diesem Bundesland bereits seit vielen Jahren im Rahmen der Ökologischen Flächenstichprobe Biotope auf SPF kartiert werden (König 2010).

Um die Qualität der Kartierungen zu optimieren, wurden für die Kartiererinnen und Kartierer im Jahr 2018 Schulungstermine an unterschiedlichen Orten angeboten. Darüber hinaus wurden die Kartiererinnen und Kartierer während der gesamten Kartiersaison bei auftretenden Fragen betreut. Über allgemeine Fragen und Antworten wurden alle Kartiererinnen und Kartierer per E-Mail informiert. Nach Abschluss der Kartierungen mussten die Kartiererinnen und Kartierer die erfassten ÖSM-Flächen in einem geographischen Informationssystem (GIS) ihrer Wahl digitalisieren. Für die Eingabe der zugehörigen Sachdaten wurde ein Online-Eingabeprogramm entwickelt, in das die Shapedateien der ÖSM-Flächen hochgeladen und um die Sachdaten ergänzt werden. Während der Eingabe erfolgte durch das Eingabeprogramm bereits eine technische Prüfung auf Vollständigkeit der eingegebenen Daten. Der wichtigste Teil der eigentlichen Qualitätskontrolle fand nach Abschluss der Eingaben statt. Für jede SPF wurden technisch-fachliche Prüfungen der Sach- sowie der geographischen Daten durchgeführt. Neben topologischer Korrektheit der digitalisierten Polygone (keine unzulässigen Überlappungen, keine Lücken, keine Splitterpolygone) wurden v. a. die Einhaltung des Kartierschlüssels und die Plausibilität der Biotoptypen- und Artangaben geprüft. Diese Prüfungen erfolgten sowohl teilautomatisiert als auch gutachterlich. Zusätzlich zur Qualitätskontrolle fanden auf 10 SPF Doppelkartierungen durch zwei unabhängige Kartiererinnen/Kartierer im selben Jahr statt. Damit sollte überprüft werden, inwieweit mit der entwickelten Methode reproduzierbare Ergebnisse erzielt werden können (siehe Abschnitt 6).

Weil die 1 km² großen SPF äußerst unterschiedlich strukturiert sein können, schwankte der Bearbeitungsaufwand zwischen 12 h und 140 h je Probefläche, im Durchschnitt waren es 47,5 h (Median 45 h). Der Aufwand für die Geländearbeiten betrug dabei im Durchschnitt 28 h, wobei die Erfassung der Biotope und Zusatzmerkmale wiederum etwas mehr als die Hälfte ausmachte, die Artenerfassung etwa ein Viertel und die Fahrtzeiten etwas weniger als ein Viertel. Bei den Büroarbeiten hielten sich die Digitalisierung der ÖSM-Flächen und die Eingabe der Daten zeitlich in etwa die Waage.

5 Ergebnisse der ersten Kartierungen

Auf 224 SPF wurden in den Jahren 2017 und 2018 insgesamt 22.769 Einzelflächen mit Zuordnungen zu 186 verschiedenen Biotoptypen erhoben. Landwirtschaftliche Flächen nahmen dabei etwa die Hälfte der kartierten Fläche ein, gefolgt von Wäldern und Forsten (22 %) sowie Siedlungen und Bauwerken (14 %). Alle weiteren Biotoptypengruppen waren mit höchstens 5 % an der Gesamtfläche beteiligt. Am häufigsten wurden Gehölze, Hecken und Einzelbäume aufgenommen, sie umfassten 28 % aller Einzelflächen bei nur 4,5 % Flächenanteil.

Auf den Transekten bzw. Biotopflächen wurden 87.277 Nachweise von insgesamt 1.456 Sippen der Gefäßpfanzen aufgenommen, die Aussagen zur Qualität der Flächen liefern. Nach der aktuellen bundesweiten Roten Liste der Gefäßpflanzen (Metzing et al. 2018) sind 91 der erfassten Arten (6,3 %) bestandsgefährdet(Rote-Liste-Kategorien: 1 = vom Aussterben bedroht, 2 = stark gefährdet, 3 = gefährdet oder G = Gefährdung unbekannten Ausmaßes). Hinzu kommen 4 (0,3 %) extrem seltene Arten (Rote-Liste-Kategorie R) sowie 84 Arten (5,8 %) der Vorwarnliste. Die Erfassung der Pflanzen kann und soll hier nicht die Funktion eines Artenmonitorings erfüllen, was in Bezug auf die hohe Anzahl an ÖSM-Flächen auch nicht mit der nötigen Genauigkeit umsetzbar wäre. Dennoch werden in einem F + E-Folgevorhaben (ÖSM II) verschiedene Auswertungsmöglichkeiten der Pflanzennachweise getestet, die Aussagen zur qualitativen Veränderung der Gesamtlandschaft erlauben.

Aus den oben dargestellten Ergebnissen können mithilfe von Hochrechnungen erste Werte für ganz Deutschland geschätzt werden. Die Schätzung der Mittelwerte (also z. B. für die Fläche der Biotope eines Typs) und Varianzen aus der geschichteten Stichprobe erfolgt nach Cochran (1977; vgl. Ackermann et al. 2020). In einer Vorstudie zur Verwendung einer Flächenstichprobe vergleichbaren Umfangs wie beim ÖSM kommen Rademacher et al. (1998) zum Schluss, dass Hochrechnungen mit einem Stichprobenfehler (Wurzel aus der Varianz) bis 10 % eine „gute Aussagefähigkeit“ haben. Auch bei Stichprobenfehlern zwischen 10 und 15 % halten sie Schätzwerte noch für brauchbar. Die Schätzwerte der jeweiligen Gesamtfläche eines Biotoptyps in Deutschland weisen für drei Biotoptypen Stichprobenfehler von weniger als 10 % und für sieben weitere von 10 – 15 % auf (siehe Tab. 1).

Bei den Hochrechnungen der Merkmale, wie z. B. der angebauten Feldfrucht, fallen die Stichprobenfehler deutlich kleiner aus. In vielen Fällen wurden für mehrere ähnliche Biotoptypen dieselben Merkmale erhoben, sodass deren Fallzahlen höher als die der einzelnen Biotoptypen sind. Am Beispiel der Angaben zur Nutzung auf Äckern zeigt sich, dass die hochgerechneten Flächenzahlen mit der Bodennutzungshaupterhebung (BHE; BLE 2019) übereinstimmen (vgl. Abb. 2).

Für das ÖSM relevant ist die Frage, welche Spannen die Stichprobenfehler der Hochrechnung erreichen, wenn für alle 1.000 SPF des Grundprogramms Daten vorliegen. Als erste Annäherung an diese Frage wurden für verschiedene Biotoptypen und Merkmale die erreichten Flächen je SPF zehn Mal zufällig auf 1.000 SPF verteilt. Diese Simulationen haben ergeben, dass der Stichprobenfehler bei häufigen Biotoptypen um bis zu 45 % sinken kann.

6 Reproduzierbarkeit der Ergebnisse

Die Reproduzierbarkeit der Kartierergebnisse ist sehr wichtig. Detektierte Veränderungen über die Zeit müssen verlässlich erfasst werden und dürfen nicht aufgrund systematischer Ungenauigkeit zustande kommen. Daher wurden 10 SPF durch jeweils zwei voneinander unabhängige Kartiererinnen bzw. Kartierer kartiert und die Doppelkartierungen wurden vergleichend ausgewertet.

Zunächst wurde ein regelmäßiges Punktraster im Abstand von 10 m über die ÖSM-Flächen der 10 2018 doppelt erfassten SPF gelegt und für jeden Punkt geprüft, welcher Biotoptyp bei den beiden Kartierungsdurchgängen angegeben wurde. Für eine robustere Analyse wurden nur Punkte einbezogen, die mehr als 3 m (Mindestbreite zahlreiche linearer Biotoptypen) von den Grenzen zwischen zwei Flächen einander benachbarter Biotope entfernt sind, um unbedeutende oder jahreszeitlich bedingte Detailunterschiede in der Flächenabgrenzung auszuschließen.

Insgesamt ergab sich eine Übereinstimmung von im Mittel 54 % der kartierten Fläche bezüglich der Zuordnungen zu Biotoptypen, während die Zuordnungen zu Biotoptypengruppen für 88 % der kartierten Fläche übereinstimmte (siehe Abb. 3). Vergleichbare Doppelkartierungen in England (Cherrill, McClean 1999), Großbritannien (Norton et al. 2009), Wales (Hearn et al. 2011) und Norwegen (Ullerud et al. 2018) zeigen, dass die Übereinstimmung auf der untersten Kartierebene oft ähnlich niedrig erscheinende Werte annimmt (siehe Tab. 2). Lediglich Ullerud et al. (2018) berichten über eine höhere mittlere Übereinstimmung von 60 % für das NIBIO (Kartierschlüssel des Norsk institutt for bioøkonomi), das allerdings weitaus größere Mindestkartierflächen von 1 ha vorsieht und nur 54 verschiedene Biotoptypen unterscheidet. Dies deutet darauf hin, dass es sich um ein weitverbreitetes Problem bei der Kartierung von Biotopen handelt. Auf Ebene der Biotoptypengruppen sprechen Kartiererinnen und Kartierer die Flächen hingegen weitaus seltener unterschiedlich an.

Beim Ausschluss von Grenzbereichen aus den Vergleichen erhöht sich der Übereinstimmungsgrad nur geringfügig von 60 % auf 66 % für die Biotoptypen und von 88 % auf 92 % für die Biotoptypengruppen (Tab. 2). Dies legt den Schluss nahe, dass nicht die Abgrenzung der Biotopflächen, sondern die Ansprache des Biotoptyps zwischen verschiedenen Kartiererinnen und Kartierern differiert.

Beispielhaft wurden anhand der Biotoptypengruppen Grünland und Hecken die Unterschiede zweier Kartierungen miteinander verglichen. Insgesamt wurden 33 Kombinationen unterschiedlich angesprochener Biotoptypen gefunden und es wurde eine qualitative Einzelfallprüfung durchgeführt. 25 Biotoptypenkombinationen (ca. 70 %) wurden als vermeidbar eingestuft. Dabei wurden Unterschiede als vermeidbar angesehen, wenn sie durch Präzisierungen des Kartierschlüssels oder mit einer erweiterten technischen Prüfung vermieden werden könnten. Darüber hinaus sind bei späteren Wiederholungskartierungen einige Unterschiede nur wenig relevant wie z. B. bei Ackerbiotoptypen, die aufgrund des Substrats unterschiedlichen Biotoptypen zugeordnet werden. Mit der zwischenzeitlich bereits erfolgten Überarbeitung des Kartierschlüssels, den erweiterten technische Prüfungen und einem konservativen Vorgehen bei Folgekartierungen lässt sich also ein bedeutender Teil der hier beobachteten Unterschiede vermeiden.

Die Fälle nicht leicht vermeidbarer Ursachen lassen sich zwei verschiedenen Kategorien zuordnen: Einerseits handelt es sich um Fehler der Kartiererinnen und Kartierer, die sich nicht einfach durch eine technisch-inhaltliche Prüfung der Daten feststellen lassen; dazu gehören z. B. Fälle, bei denen nicht alle diagnostisch wichtigen Arten erkannt wurden. Andererseits dürfte die teilweise standörtliche Gliederung der Biotoptypen für die Kartiererinnen und Kartierer bei der Geländeansprache ein Problem sein, das nur schwer zu beheben ist. Dazu gehört bei Grünland und Wäldern auf Biotoptypenebene die Frage, ob ein feuchter, ein frischer oder ein trocken-warmer Standort vorliegt. Bei vielen Gewässertypen hängt die Einstufung in einen bestimmten Biotoptyp von der Trophie des Gewässers ab, bei Äckern wiederum werden die verschiedenen Biotoptypen anhand der Bodenart unterschieden. Diese standörtlichen Einstufungen sind im Gelände in Grenzfällen kaum trennsicher zu unterscheiden und beeinflussen sehr wahrscheinlich die Reproduzierbarkeit jeder Biotoptypenkartierung. Bei Analysen auf lokaler Ebene sollten diese Einschränkungen daher immer bedacht werden.

Auch wenn die Reproduzierbarkeit von Biotopkartierungen immer einem gewissen Beobachtungsfehler unterliegt, kann durch die geschilderten Verbesserungen in der Methodik die Reproduzierbarkeit der Zuordnungen zu Biotoptypen deutlich verbessert werden. Daneben sollten auch alternative Auswertungsmethoden geprüft werden, die robust gegenüber fallweise divergierenden Zuordnungen zu Biotoptypen sind. Zwei Beispiele zeigen, dass diese Vorgehensweise für ein zukünftiges Dauerbeobachtungsprogramm vielversprechend sein kann.

Ökotone, also Randbiotope im Übergangsbereich zweier Flächen verschiedener Biotoptypen, sind sowohl als (Teil)lebensräume als auch als Wanderkorridore für viele verschiedene Arten essenziell. In einer Auswertung wurde für die 10 Probeflächen mit Doppelkartierungen geprüft, wie sich die Gesamtlänge der Gehölz-Offenland-Grenzbereiche jeweils unterscheidet. Die Gesamtlängen der Gehölz-Offenland-Grenzlinien reichen je Probefläche von 4.711 – 25.828 m. Dabei ergibt sich im Mittel je Probefläche ein Unterschied von 14,6 % (2.100 m) zwischen beiden Kartierungsdurchgängen (Stichprobenfehler des Mittelwerts: 1.767 m oder 7,2 %, Median: 1.519 m oder 15,3 %). Aus den ÖSM-Kartierungen abgeleitete Werte wie Grenzlinien könnten also fallweise robustere Ergebnisse liefern als Auswertungen auf Ebene der Biotoptypen, da Grenzlinien Übergänge zwischen Biotoptypengruppen  markieren.

Eine weitere Möglichkeit für Auswertungen, die robuster sind als Zuordnungen zu Biotoptypen, bieten Merkmale, die für ganze Gruppen von Biotoptypen einheitlich sind. Ein Beispiel dafür ist die Hemerobie, also der Grad der Naturferne von Biotoptypen. Eine der in Deutschland üblichen Skalen, die z. B. bei der Roten Liste der Biotoptypen (Finck et al. 2017) und dem Monitor der Siedlungs- und Freiraumentwicklung (IÖR-Monitor, siehe https://www.ioer-monitor.de/indikatoren/) verwendet wird, ist in sieben Hemerobiestufen eingeteilt. Als Maßzahl für das Ausmaß des menschlichen Kultureinflusses auf die Landschaft wird im IÖR-Monitor ein einfacher flächengewichteter Index verwendet (Formel 1b in Walz, Stein 2014). Wenn für eine Berechnung nach dieser Methode die Hemerobiegrade der Biotoptypen der Roten Liste (Finck et al. 2017) herangezogen werden, ergeben sich für die 10 doppelt kartierten Probeflächen Werte von 3,13 bis 5,53 – zum Vergleich: eine übermäßig stark kulturbeeinflusste (metahemerobe) Landschaft hat einen Indexwert von 7, eine nicht kulturbeeinflusste (ahemerobe) Landschaft einen von 1. Die Mittelwerte der beiden Doppelkartierungen liegen bei 3,97 (Stichprobenfehler: 0,73) bzw. 3,93 (Stichprobenfehler: 0,74). Die mittlere Abweichung je SPF liegt bei 0,15 (Stichprobenfehler: 0,15), das entspricht 4,1 % des Indexwerts.

Die Verwendung des Hemerobieindex ist ein Beispiel für eine Auswertung der Daten des ÖSM, die relativ wenig empfindlich gegenüber kleinen Unterschieden bei der Interpretation des Biotoptypenschlüssels zu sein scheint. Weitere, ähnlich robuste Auswertungen mit hoher naturschutzfachlicher Aussagekraft, sollen künftig entwickelt werden. Aus den Ergebnissen der Doppelkartierungen können folgende Anforderungen an eine Weiterentwicklung des ÖSM abgeleitet werden:

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Die technisch-fachliche Kontrolle der Kartierergebnisse muss so tiefgehend sein, dass eindeutige Fehlzuordnungen zu Biotoptypen möglichst vollständig erkannt werden können.

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Bei Folgekartierungen müssen Änderungen gegenüber der Vorkartierung eher restriktiv behandelt werden, Begründungen der Kartiererinnen und Kartierer für alle Änderungen müssen bei der Kontrolle überprüft werden. Besonders die Grenzen von Biotopflächen zueinander sollten nur verändert werden, wenn dies eindeutig auf eine Landschaftsänderung zurückgeführt werden kann.

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Für die Unterscheidung von Biotoptypen anhand standörtlicher Kriterien sollten in den Kartierschlüsseln verstärkt Hilfsmerkmale aufgenommen werden, die im Gelände sicher bestimmt werden können, z. B. das Auftreten spezifischer Zeigerarten.

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Die Überprüfung der Qualität und Reproduzierbarkeit der Erfassungen sollte möglichst ein dauerhafter Bestandteil des ÖSM werden.

7 Ausblick

Wie aus den Ergebnissen deutlich wird, kann das ÖSM mit der Kartierung von Biotop- und Nutzungstypen auf den bundesweit repräsentativen SPF robuste Hochrechnungen zur Fläche und zum Zustand der häufigen Biotope der Gesamtlandschaft liefern. Die Stichprobenfehler und die Reproduzierbarkeit der Ergebnisse liegen dabei in einem für Biotopkartierungen üblichen Rahmen.

Im ersten F + E-Vorhaben (Laufzeit: 2016 – 2019, ÖSM-I) fanden ausschließlich Ersterfassungen auf den Probeflächen statt, sodass noch keine Daten zu Veränderungen vorlagen. In dem Folgevorhaben (ÖSM-II), das 2019 startete und voraussichtlich noch bis Ende 2023 läuft, wurden in den Jahren 2020 – 2022 Erfassungen auf 192 SPF im Nordostdeutschen Tiefland durchgeführt, darunter auch auf Flächen, die 2017 oder 2018 erstmalig erfasst wurden. Außerdem wurde im Folgevorhaben der Kartierschlüssel im Alpenraum auf einigen SPF getestet. Die ebenfalls vorgesehenen Doppelkartierungen sollen zeigen, inwiefern die fortlaufende Überarbeitung des Kartierschlüssels zu einer Verbesserung der Reproduzierbarkeit der Erfassungen beitragen konnte. Ebenso wichtig sind die Ergebnisse der Hochrechnungen für die vollständig erfasste Großlandschaft Nordostdeutsches Tiefland, da sie mit der Größe der Stichprobenfehler für Biotoptypen, Biotoptypengruppen und Zusatzmerkmale innerhalb dieser Großlandschaft weitere Hinweise auf die Aussagekraft des ÖSM geben. Schließlich sind anhand der ersten Folgeerfassungen auch erstmals Schätzungen zu Veränderungen der Biotope auf den SPF möglich.

Das ÖSM kann damit dringend benötigte Daten zur Häufigkeit, Verteilung und zum Zustand der Ökosysteme der Gesamtlandschaft liefern. Es könnte daher ein zentraler Monitoringbaustein für die Prüfung der Zielerreichung der Post-2020-NBS und der EU-Biodiversitätsstrategie 2030 werden.

8 Literatur

↑   Ackermann W., Fuchs D., Tschiche J. (2020): Ökosystem-Monitoring auf bundesweit repräsentativen Stichprobenflächen (ÖSM-I). BfN-Skripten 586: 95 S. DOI: 10.19217/skr586

↑   BfN/Bundesamt für Naturschutz (2021): Einheitlicher Methodenleitfaden „Insektenmonitoring“. BfN. Bonn: 65 S.

↑   BKG/Bundesamt für Kartographie und Geodäsie (2020): Dokumentation Digitales Landbedeckungsmodell für Deutschland LBM-DE2018. Produktionsstand 2020. BKG. Frankfurt a. M.: 63 S.

↑   BLE/Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung (Hrsg.) (2019): Statistisches Jahrbuch über Ernährung, Landwirtschaft und Forsten der Bundesrepublik Deutschland 2018. BLE. Bonn: 359 S.

↑   BMU/Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (Hrsg.) (2007): Nationale Strategie zur biologischen Vielfalt. BMU. Berlin: 178 S.

↑   Bruelheide H., Jansen F. et al. (2020): Using incomplete floristic monitoring data from habitat mapping programmes to detect species trends. Diversity and Distributions 26(7): 782 – 794. DOI: 10.1111/ddi.13058

↑   Bruelheide H., Jansen F. et al. (2022): Zu den Eigenschaften der bundesweit repräsentativen Stichprobenflächen. Natur und Landschaft 97(11): 526 – 527.

↑   Brun P., Psomas A. et al. (2020): Large-scale early-wilting response of Central European forests to the 2018 extreme drought. Global Change Biology 26(12): 7.021 – 7.035. DOI: 10.1111/gcb.15360

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Förderung

Die in diesem Beitrag vorgestellten Ergebnisse basieren auf dem Forschungs- und Entwicklungsvorhaben „Ökosystem-Monitoring auf bundesweit repräsentativen Stichprobenflächen (ÖSM-I)“ (Förderkennzeichen 3516 82 1100), das vom Bundesamt für Naturschutz (BfN) mit Mitteln des Bundesumweltministeriums gefördert wurde.