Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die ... - EVA

Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die Biodiversität
Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die
Biodiversität: Bewertungsmethodik und Einfluss des Anbauverfahrens
MICHAEL GLEMNITZ, RALPH PLATEN, CHRISTOPH SAURE
1 Einleitung
Der Artenverlust ist eins der größten aktuellen globalen Probleme der Menschheit.
Die Übereinkunft über biologische Vielfalt (CBD 1992) und deren Fortschreibung in
nationales Recht (Nationale Biodiversitätsstrategie, BMU 2007) haben den Stop
des Artenrückganges als gesellschaftliches Ziel deklariert. Die Landwirtschaft,
neben dem Flächenverbrauch als Hauptursache für den Artenrückgang geltend
(RÖSER 1990), ist im Rahmen der nationalen Biodiversitätsstrategie aufgefordert,
nicht für den Artenschutz direkt, sondern für eine nachhaltige Nutzung der biologischen
Vielfalt Sorge zu tragen. Gemeint ist damit neben dem Erhalt naturschutzfachlich
wertvoller Agrarbiotope vor allem die Wahrung der Rolle der Nutzflächen
als Lebensraum für wildlebende Tier- und Pflanzenarten.
In Zusammenhang mit der Förderung des Energiepflanzenanbaus und dem Anstieg
der Weltmarktpreise für Lebensmittel hat sich in den letzten Jahren eine Veränderung
in der Landnutzung eingestellt, in deren Ergebnis die Flächenkonkurrenz
zwischen verschiedenen Produktionslinien - Energie, Lebensmittel -, aber auch
zwischen dem Naturschutz und der Landwirtschaft - Flächenstilllegungen - zugenommen
hat. Viele der derzeitigen problematischen Entwicklungen in der Landwirtschaft
werden dem Energiepflanzenanbau angelastet: Grünlandumbruch
(SCHÖNE 2007), zu kurze Anbaupausen, enge Fruchtfolgen, Konzentration auf
wenige Fruchtarten und eine allgemein zunehmende Bewirtschaftungsintensität.
Solche Phänomene sind nicht spezifisch für den Energiepflanzenanbau sondern
immer dann zu beobachten, wenn es sich für den Landwirt lohnt, zu produzieren.
Um die Gestaltungsmöglichkeiten und eventuell Regulierungsbedarf für den Energiepflanzenanbau
identifizieren zu können ist es notwendig, in den Untersuchungsansätzen
auf die systemimmanenten Unterschiede zwischen ‚traditioneller’
Landwirtschaft und dem Energiepflanzenanbau zu fokussieren.
Auf der Grundlage des heutigen Wissens gibt es keine eindeutige Antwort auf
die Frage, ob und wie sich eine Ausdehnung des Energiepflanzenanbaus auf Umwelt
und Natur auswirken wird. Diese Frage ist nicht nur deshalb schwer zu beantworten,
weil die Biodiversität eine komplexe Größe aus Elementen mit unterschiedlichen
Reaktionsmustern darstellt, sondern auch weil der Energiepflanzenanbau
eine Vielzahl von Gestaltungsmöglichkeiten zulässt, die mit verschiedenen Wirkungen
verbunden sind. Beim Energiepflanzenanbau bieten sich zahlreiche neue
1

M. Glemnitz, R. Platen, C. Saure
Möglichkeiten der Verfahrensgestaltung, die mit den bisherigen Produktionszielen
(z. B. Marktfruchtanbau) bisher nicht vereinbar waren (KARPENSTEIN-MACHAN
2001). Die Bewertung der Biodiversität wird u. a. auch dadurch erschwert, daß die
Ziel- und Indikationssysteme nicht eindeutig geklärt oder gesellschaftlich akzeptiert
sind. Vor allem fehlt es an regionalisierten, quantifizierbaren Richtwerten für die
Bewertung verschiedener Landnutzungs verfahren aus Sicht des Biodiversitäts-
und Artenschutzes u. a. im Rahmen verschiedener Sanktions- und Anreizsysteme
(Cross Compliance, Gute fachliche Praxis).
Als Projektteil eines von der Fachagentur Nachwachsende Rohstoffe (FNR) geförderten
deutschlandweiten Verbundprojekts mit dem Titel „Entwicklung und Vergleich
von optimierten Anbausystemen für die landwirtschaftliche Produktion von
Energiepflanzen unter den verschiedenen Standortbedingungen Deutschlands
(EVA)“ führt das ZALF Müncheberg Untersuchungen zu ökologischen Folgewirkungen
unterschiedlicher Anbausysteme für den Energiepflanzenanbau durch. In
diesem Projekt werden die Auswirkungen verschiedener, regional angepasster
Anbausysteme für Energiepflanzen mit denen aktueller Anbausysteme des Marktfruchtanbaus
als Referenz verglichen. Vorliegender Beitrag stellt methodische
Arbeiten für die Weiterentwicklung des Beurteilungssystems für die Biodiversität
ackerbaulicher Anbaumaßnahmen und erste Ergebnisse aus deren Anwendung
vor.
2 Zielkonzepte der Biodiversität
Die Bewertung von Ist- und Soll-Zuständen der Biodiversität variiert je nach Zielvorstellung
und Sichtweise der Akteure stark, wobei nicht immer ausreichend
transparent ist, welche Ziele der Bewertung zugrunde gelegt werden. Wir unterscheiden
drei grundsätzliche Zielkonzepte (Tab. 1), die verschiedene Untersetzungen
nach sich ziehen. Eine Klarstellung der gewählten Konzepte ist für die Begründung
der verwendeten Kriterien und Bewertungen unverzichtbar.
Während die moralisch-ethisch begründeten Ansätze und die Versicherungshypothese
in der Regel allein auf das Kriterium „Artenanzahl“ ausgerichtet sind,
verlangen die funktionsbezogenen Konzepte, die häufig auch mit dem Begriff „biotische
Integrität“ in Zusammenhang gebracht werden, die Analyse von Artenanzahlen,
Arthäufigkeiten (Abundanzen) und der Strukturierung in den Lebensgemeinschaften
entweder parallel oder in einer problembezogenen Auswahl. Darüber,
welche der Kriterien für die Aufrechterhaltung und den Output einzelner Funktionen
ausschlaggebend sind, wird gegenwärtig intensiv geforscht und diskutiert. So ist
zum Beispiel bislang nicht zweifelsfrei geklärt, ob die stoffliche Produktivität von
Zönosen generell von komplementären Effekten der Arten (d. h. hohen Artenanzahlen,
LOREAU et al. 2001) angetrieben wird, oder von der Häufigkeit und Dominanz
einzelner Schlüsselarten und deren Gleichgewichtszuständen (THOMPSON et
al. 2005). Ähnlich fundamentale Meinungsve rschiedenheiten herrschen u. a. auch
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Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die Biodiversität
bei der Bewertung von Nahrungsnetzen vor, wobei dabei zusätzlich zur Artenanzahl
und den Artmächtigkeiten einzelner Gruppen auch noch der Grad der Anpassung/Spezialisierung
und die Ausbreitungsfähigkeit der Arten als Schlüsselparameter
gehandelt werden (W INEMILLER und LAYMAN 2005). Die meisten der ökologischen
Prozesse sind hochgradig komplex, deshalb ist die Verfügbarkeit von eindeutigen
Indikatoren und „harten“ Bewertungsansätzen auch in der nahen Zukunft
nicht zu erwarten.
Tab. 1: Grundsätzliche Zielkonzepte der Biodiversität
Konzept Autor Beschreibung Kriterium
Versicherungs -
hypothese
Ethik
1. Ressourcenethik
2. Naturethik
Funktionalität
3. Qualität
4. Quantität
BAUMGÄRTNER
2005, LOREAU
2001
OKSANEN 1997
KARG 1996
ANGERMEIER und
KARR 1994
Revitalisierung nach
Störung und Anpassung
schneller, wenn
genetische Vielfalt
hoch, Vorhandensein
von Arten mit ähnlichen
Aufgaben im
Ökosytem vorausgesetzt
Erhalt der genetischen
Information für nachfolgendeGenerationen,
Achtung des Selbs twerts
der Lebewesen
Von der Lebewesen
getragenen Ökos ystemfunktionen
(und
deren Outputs) sollen
nachhaltig erhalten
bleiben
Artenanzahl
Artenanzahl (Minimale
lebensfähige Population)
Artenanzahl,
Abundanzen;
Struktur der Zönosen
(preferenzielle Arten,
keystone species,
Interaktionen, Vernetzungen)
Die geschilderten Probleme legen die Schlussfolgerung nahe, dass die Bewertung
der Biodiversität momentan nicht an einem einzigen Indikator festgemacht
werden kann, sondern vielmehr differenziert nach einem multi-kriteriellen, transparenten
Bewertungskatalog verlangt, welcher die Verschiedenartigkeit der theoretischen
Grundsätze integriert. Hierfür können vorhandene Indikatoren kombiniert,
bzw. müssen neue ergänzt werden. Für den Vergleich der Effekte von Energiepflanzen-
und traditionellen Marktfruchtanbausystemen schlagen wir die Berücksichtigung
der folgenden drei Hauptkriterien vor:
• allgemeine Bewertung der Biodiversität
3

M. Glemnitz, R. Platen, C. Saure
• spezielle Biodiversität, bewertet anhand von ökologischen Gruppen und Funktionen
und
• relevante Biodiversitätskomponenten aus Sicht einer landwirtschaftlichen Nachhaltigkeit
Als Indikatoren für die allgemeine Biodiversität werden folgende Parameter angewendet:
die Artenanzahl, die Artmächtigkeit (Individuenanzahlen, Deckungsgrade,
Biomasseanteile), der Seltenheits- bzw. Gefährdungsgrad (Rote-Liste-Status) und
die Spezialisierung der Arten (Ackerart ja/nein).
In der modernen ökologischen Forschung wird zunehmend versucht, die Interpretationsfähigkeit
des Parameters Artendiversität durch die Zuordnung der Arten
zu verschiedenen abiotischen und biotischen Funktionen aufzuwerten. Für die
Abschätzung der Folgewirkungen auf die spezielle Biodiversität wurden im Rahmen
des EVA-Projektes Funktionen nach folgenden Kriterien ausgewählt: Relevanz
für andere Organismengruppen (Nahrungsnetz), Sensitivität für die Kennzeichnung
der Habitatqualität unterschiedlicher Kulturarten (Spezialisierung), Vermehrungs-
und Ausbreitungsstrategien (Mobilität) und wissenschaftliche Akzeptanz
der Art- und Funktionsbezüge.
Biodiversität auf agrarisch genutzten Flächen besitzt nicht nur eine Bedeutung
für externe Nutzer sondern auch aus der Sicht der Nachhaltigkeit der landwirtschaftlichen
Nutzungssysteme für den Landnutzer selbst. Als nachhaltig gelten
landwirtschaftliche Nutzungssysteme aus der Sicht des Landnutzers unter anderem
dann, wenn die Anbausysteme die Produktivität des Standortes nicht beeinträchtigen,
möglichst wenig negative laterale Umweltwirkungen von ihnen ausgehen
und die Kosten für Managementmaßnahmen niedrig gehalten werden können.
Zu den Indikatoren dieser Zielgruppe gehören: das Vorkommen von Nützlingen
bzw. Regulatoren, das Vorkommen besonders schwer kontrollierbarer Schädlinge,
sowie das Vorkommen und die Häufigkeit von Arten mit besonders hohem Kontrollaufwand.
3 Methodenkritik Artenanzahl
Die Artenanzahl gehört zu den am häufigsten verwendeten Indikatoren für die Biodiversität.
Ein Grund für die häufige Verbreitung ist die einfache, keine weitere
Hilfsmittel erfordernde Handhabbarkeit und die Bereitstellung konkreter Zahlenwerte.
Dennoch birgt dieses konkrete Kriterium viele methodische Fehlerquellen, sowohl
bei der Ermittlung des Wertes als auch bei der Interpretation desselben in
sich.
Eine der größten Fehlerquellen bei der Bestimmung von Artenanzahlen liegt in
der unterschiedlich ausgeprägten Artkenntnis der Kartierer (subjektiver Fehler).
Aus diesem Grunde sollten Erhebungsprogramme und vergleichende Untersuchungen
stets von einem identischen Personal durchgeführt werden. Erhebungs-
4

Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die Biodiversität
ergebnisse verschiedener Kartierer sind selbst bei sonst deckungsgleicher Methodik
nur mit Einschränkungen vergleichbar (BAUER und HEINE 1992).
Die Absolutwerte der ermittelten Artenanzahlen sind stark abhängig von der
gewählten Aufnahmemethodik, hier vor allem von der Größe der gewählten Bezugsflächen
(Flächeneffekte), den realisierten Wiederholungsanzahlen und den
Erhebungszeiträumen. In Abbildung 1 sind exemplarisch die Ergebnisse eines
Monitoringprogrammes zur Artendiversität aus Nordost-Deutschland gegenübergestellt,
in welchem zwei parallele methodische Ansätze auf identischen Untersuchungsflächen
durchgeführt wurden. Während das Kartieren eher auf eine möglichst
vollständige Erfassung der vorkommenden Arten abzielt und meist nur Presence/Absence
der Arten ermittelt, werden feste Boniturflächen immer dann angewendet,
wenn das Vorkommen auch noch quantitativ abgeschätzt werden soll
(Frequenzen, Deckungsgrade). Die unterschiedlich ausgerichteten Methoden liefern
hinsichtlich der Artenanzahl völlig unterschiedliche, nicht vergleichbare, hier
um den Faktor 2 auseinander liegende Werte. Die Differenz ist durch die unterschiedliche
Größe der Boniturfläche und ihrer inneren Heterogenität begründet.
Artenanzahl
300
250
200
150
100
50
0
138
294
Bonitieren (3 x 25 m²) Kartieren (1-2ha)
Abb. 1: Vergleich der ermittelten Artenanzahlen für Beikräuter auf Ackerflächen mit zwei
unterschiedlichen Methoden und Bezugsflächengrößen (kumulative Daten von n=43 Einzelflächen
aus M=6 Jahren (2000-2005), Quillow
Es gehört zu den Merkmalen biotischer Lebensgemeinschaften, dass ein nicht
unerheblicher Teil der Artenvielfalt selten und nur in geringen Individuenanzahlen
vorkommt („rare fraction“). Im Fall der untersuchten Ackerflächen kamen bei beiden
Untersuchungsmethoden etwa 50 % der Arten in weniger als 10 % der Datensätze
vor. Die typische linksschiefe Verteilung der Artvorkommen, die auf Ackerflä-
5

M. Glemnitz, R. Platen, C. Saure
chen wahrscheinlich besonders stark ausgeprägt ist, lässt die Interpretation von
Absolutwerten der Artenanzahlen besonders fragwürdig erscheinen. In Abbildung 2
sind aus dem oben erwähnten Untersuchungsprogramm vier Einzelflächen mit
typischen Verteilungsmustern der Beikrautarten gegenübergestellt. Typ A ist eine
Fläche mit 50 Arten und einer ausgeprägten starken Dominanz von weniger als 5
Einzelarten. Auf Typ B kommen im Gegensatz zu Typ A 10 Arten mit äußerst geringer
Artmächtigkeit weniger vor. Typ C weist nahezu die gleiche Artenanzahl wie
Typ A auf, allerdings sind die häufigsten Arten weniger dominant. Typ D ist sowohl
in der Artmächtigkeit (Abundanz) als auch in der Artenanzahl limitiert. Bei alleiniger
Betrachtung der Artenanzahlen würden Typ A und C gleich positiv bewertet werden,
Typ B würde im Vergleich zu A und C deutlich abgewertet und relativ in die
Nähe von Typ D gerückt werden.
6
Abundanz in DG%
Abundanz in DG%
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
180
160
140
120
100
80
60
40
20
Artnummer, gerankt
Typ.A
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
Artnummer, gerankt
Typ.C
Abundanz in DG%
Abundanz in DG%
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
160
140
120
100
80
60
40
20
Artnummer, gerankt
Typ.B
180 Typ.D
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
Artnummer, gerankt

Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die Biodiversität
Abb. 2: Verteilungsmuster der Beikräuter auf vier repräsentativen Einzelflächen aus dem
Untersuchungsgebiet Quillow (kumulierte Abundanzen aus den Untersuchungsjahren 2000-
2005, über 3 Wiederholungen und jährlich 3 Terminen gemittelt, Ergebnisse von Boniturflächen,
DG % - Deckungsgrad)
Bei höheren Organismen (v. a. Vögel, Säugetiere) wurde als Grenzkriterium für
die Bewertung von Artvorkommen der Zusatzparameter „Minimale Lebensfähige
Population (MVP)“ eingeführt. Erst oberhalb dieser Grenzwerte wird das Vorkommen
einer Art positiv bewertet (HERRMANN 1989). Solche Grenzwerte sind bislang
nur für wenige Arten, zumeist Wirbeltiere, verfügbar.
4 Lebensraumqualität von Energiepflanzen
Für die energetische Nutzung von Biomassen als Biogasausgangssubstrat können
herkömmliche Ackerkulturen verwendet werden. Die wesentlichen Unterschiede
zum herkömmlichen Anbau bestehen darin, dass für die Biogasgewinnung Biomassen
ohne spezielle Produktqualitäten (Eiweißgehalte, Backqualitäten oder
Fremdbesatzanteile) benötigt werden. Damit öffnen sich Optionen für den Anbau
bisher nicht vermarktbarer Fruchtarten, Mischkulturen und die Realisierung neuer
Fruchtfolgen und aufwandreduzierter Anbausysteme (insbesondere im Pflanzenschutz).
Dies sind gleichzeitig die zentralen Prüfvarianten im Verbundprojekt „EVA“
der FNR, in welchem regional angepasste Fruchtfolgen und Anbauverfahren vor
dem zentralen Zielkriterium Methanertrag vergleichend untersucht werden. Nachfolgend
sollen hierzu erste Ergebnisse für die Bewertung der Lebensraumqualität
von energiepflanzenspezifischen Kulturarten und Fruchtfolgen vorgestellt werden.
4.1 Kulturarteneffekte
Der Lebensraum Acker zeichnet sich gegenüber anderen Habitaten durch die Besonderheit
aus, dass nahezu alle Lebensraumeigenschaften für wildlebende Pflanzen
oder Tiere durch die Kulturfrucht vorstrukturiert werden. Man spricht in diesem
Fall in der Ökologie von der Kulturart als „Foundation species“ oder „Structural
species“ (ELLISON et al. 2005). Die Kulturart bestimmt die Länge und Terminierung
der Populationszyklen der Arten, das Mikroklima, die Ressourcenverfügbarkeit und
andere wesentliche Kriterien für die Eignung als Habitat für wildlebende Tiere oder
Pflanzen.
Basierend auf dieser Ausgangshypothese wurde das Design für die Felduntersuchungen
zur Habitatnutzung verschiedener Energie- und Referenzkulturpflanzen
an einer vorherigen Klassifizierung der einzelnen Kulturpflanzen hinsichtlich ihres
Anbauzeitraumes, ihrer Vegetationsarchitektur und -dynamik ausgerichtet. In den
Untersuchungen wurden deshalb nicht verschiedene Kulturpflanzen, sondern die
Effekte verschiedener Kulturpflanzengruppen analysiert.
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M. Glemnitz, R. Platen, C. Saure
Die in Abbildungen 3 und 4 zusammengefassten Ergebnisse der dreijährigen
Untersuchungsperiode in drei unterschiedlichen Anbauregionen Deutschlands
(Bayern, Thüringen, Mecklenburg-Vorpommern) zeigen ein stark differenziertes
Bild für die Auswertungen über die kumulierten Artenanzahlen und kumulierten
Artmächtigkeiten (Abundanzen). In den Artenanzahlen lassen sich nur zwei allgemeine
Trends ablesen: die für alle Organismengruppen niedrigere Artenanzahl im
Mais und die tendenziell höchsten Artenanzahlen bei allen Organismengruppen im
Winterweizen und im mehrjährigen Ackerfutter. Beim Parameter „Artmächtigkeit“
schneidet der Maisanbau nicht mehr generell schlechter ab als andere Kulturpflanzen
und die Vorteilswirkung von Wintergetreide und Ackerfutter reduziert sich auf
die Blütenbesucher und Spinnen (Ackerfutter) oder Laufkäfer (Wintergetreide). Bei
der Bewertung dieser beiden Parameter würden also für die einzelnen Kulturen
und insbesondere den Mais deutlich abweichende Aussagen entstehen.
8
Beikraut
Laufkäfer
Spinnen
Blütenbesucher
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Artenanzahl
Winterweizen
Sommergetreide
Körnerleguminosen
Mais
mehrj.Ackerfutter
Abb. 3: Mittlere Artenanzahl von vier Organismengruppen in Kulturartengruppen mit unterschiedlichem
Anbauzeitraum, unterschiedlicher Bestandesarchitektur und Bestandesdynamik
(Ergebnisse aus Feldversuchen EVA-Projekt, 2005-2007, Untersuchungsgebiete Bayern,
Thüringen und Mecklenburg-Vorpommern)
Beim Vergleich beider Parameter (Anzahl und Häufigkeit) der einzelnen Arten
bleibt völlig unberücksichtigt, dass in den verschiedenen Kulturartengruppen zum
Teil völlig unterschiedliche Arten Lebensraum finden. So finden im mehrjährigen
Ackerfutter Arten mit mehrjährigem Populationszyklus oder dem Bedarf nach mehrjähriger
Bodenruhe Lebensraum, im Mais treten trockenheitsliebende, spätentwickelnde
Arten verstärkt auf, im Wintergetreide kommen überwinternde, sich im Frühjahr
entwickelnde Arten verstärkt vor. Dies sind Eigenschaften die nicht ohne wei-

Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die Biodiversität
teres gegeneinander aufgewogen und nicht miteinander verglichen werden können.
Beikraut
Laufkäfer
Spinnen
Blütenbesucher
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Abundanz
Winterweizen
Sommergetreide
Körnerleguminosen
Mais
mehrj.Ackerfutter
Abb. 4: Mittlere Artmächtigkeit (Deckungsgrad, Individuendichten) von vier Organismengruppen
in Kulturartengruppen mit unterschiedlichem Anbauzeitraum, unterschiedlicher
Bestandesarchitektur und Bestandesdynamik (Ergebnisse aus Feldversuchen EVA-Projekt,
2005-2007, Untersuchungsgebiete Bayern, Thüringen und Mecklenburg-Vorpommern)
4.2 Effekte des Anbauzeitraumes
Der Anbau einer Kulturfrucht beginnt und endet in der Regel mit einer relativ intensiven
Bodenbearbeitung und der Zerstörung der vorher vorhandenen Lebensräume
und determiniert dadurch den Beginn, die Dauer und den Endtermin der Populationsentwicklung
der Arten, die diesen Lebensraum erfolgreich nutzen wollen.
Abbildung 5 stellt die jahreszeitliche Dynamik unterschiedlicher Artengruppen
der Blütenbesucher aus Felduntersuchungen zusammen und dem Anbauzeitraum
von Winterweizen und Mais gegenüber. Es wird ersichtlich, dass die Artengruppen
zu verschiedenen Jahresperioden ihre Vorkommensschwerpunkte auf Ackerflächen
haben. Winterweizen und Mais bedienen dabei unterschiedliche Artengruppen
der Blütenbesucher. Die beiden Kulturarten haben komplementäre, miteinander
nicht direkt vergleichbare Lebensraumfunktionen bezogen auf die dargestellten
Gruppen der Blütenbesucher. Die Quantität der unterschiedlichen Artengruppen ist
relativ ausgeglichen. Der alleinige Unterschied besteht darin, dass die Solitärbienen
in der Regel artenreicher auftreten als Hummeln und Schwebfliegen, d. h.
9

M. Glemnitz, R. Platen, C. Saure
dass die Individuenanzahl sich bei den Bienen aus mehr Einzelarten zusammensetzt
als bei Hummeln oder Schwebfliegen.
10
Individuenanzahl je Falle
26
24
22
20
18
16
14
12
Thüringen
Winterweizen
Mais
5 6 7 8 9
Monat
Solitärbienen
Hummeln
Schwebfliegen
Abb. 5: Dynamik der Fangergebnisse für Blütenbesucher aus Gelbschalen im Jahresverlauf,
während des Anbaus zweier ausgewählter Kulturarten (Winterweizen, Mais) (Ergebnisse
aus Feldversuchen EVA-Projekt, 2005-2007, Untersuchungsgebiet Thüringen; alle untersuchten
Fruchtarten zusammengefasst)
4.3 Effekte der Fruchtfolgegestaltung
Die in den vorangegangen zwei Kapiteln dargestellten, kulturartenbezogenen Zusammenhänge
werden nachfolgend in den Rahmen von vierjährigen Fruchtfolgen
gestellt. Für diese Auswertung wurden die Effekte der einzelnen Kulturarten für die
im EVA-Projekt untersuchten Fruchtfolgen zusammengefaßt. Für die regionalen
Fruchtfolgen wurden die Arteninventare aus den jeweiligen Untersuchungsgebieten
zu Grunde gelegt.
In der Abbildung 6 sind die Effekte der verschiedenen Fruchtfolgen auf die Artenanzahlen
am Versuchsstandort Mecklenburg-Vorpommern zusammengestellt.
Die Trends fallen bei allen vier untersuchten Organismengruppen relativ einheitlich
aus. Die höchsten Artenanzahlen wurden in den Fruchtfolgen 1, 4 und 6 festgestellt.
Dies sind Fruchtfolgen, in denen jeweils drei verschiedene Kulturartengruppen
in unterschiedlichster Weise kombiniert wurden (FF1: Sommergerste, Wintergetreide
und Mais/Sudangras; FF4: Sommergerste, mehrjähriges Ackerfutter, Wintergetreide
und FF6: Gerstgras, Wintergetreide/Winterraps und Mais). In den anderen
Fruchtfolgen waren jeweils nur zwei Kulturartengruppen vertreten. Dieses Ergebnis
unterstreicht die Bedeutung von Fruchtfolgen mit Kulturarten, die sich in

Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die Biodiversität
ihren Anbauzeiträumen und der Vegetationsarchitektur deutlich voneinander unterscheiden.
Der Effekt der Fruchtfolgegestaltung auf die Individuendichte der Organismen
war im Vergleich dazu eher gering. Die für den Versuchsstandort Mecklenburg-Vorpommern
festgestellten Grundtendenzen treffen auch für die Untersuchungsstandorte
in Bayern und Thüringen zu.
Abb. 6: Mittlere jährlichen Artenanzahl der vier untersuchten Organismengruppen auf Ackerflächen
kalkuliert für die Fruchtfolgen 1-8 am Versuchsort Gülzow, Mecklenburg-
Vorpommern. (Fruchtfolgeeffekte wurden kalkuliert anhand der Felddaten aus Praxisvers uchen,
Daten 2005-2007, Artenanzahlen sind Absolutwerte)
5 Diskussion und Schlussfolgerungen
5.1 Methoden der Biodiversitätsbewertung
Vor dem Hintergrund eines rasant fortschreitenden Artenrückgangs (IUCN 2007),
auch in den Agrarlandschaften (TRAXLER et al. 2005), darf das Fehlen einheitlicher
Zielkonzepte für den Schutz der Biodiversität nicht als Hinderungsgrund für die
Definition und Integration von Biodiversitätszielen für genutzte Flächen in politiknahe
Lenkungs- und Bewertungsinstrumente akzeptiert werden. Die Anfälligkeit des
Kriteriums „Artenanzahlen“ gegenüber methodischen Fehlern (Methoden, Flächengrößen)
ist in der Literatur vielfach belegt (z. B. BAUER und HEINE 1992), ebenso
seine eingeschränkte überregionale Vergleichbarkeit (S CHMIEDINGER und BEIER-
KUHNLEIN 2004). Diese Einschränkungen stellen jedoch nicht den Stellenwert dieses
Indikators grundsätzlich in Frage, sondern vor allem seine alleinige Anwendung.
Die Existenz unterschiedlicher Zielsysteme und nicht vollständig geklärter
funktionaler Wirkzusammenhänge erfordert die Entwicklung und Anwendung multikriterieller
Bewertungskataloge. Wir schlagen für die Bewertung von Landnut-
11

M. Glemnitz, R. Platen, C. Saure
zungssystemen eine Unterscheidung der Bewertungskriterien in nachfolgende drei
Hauptgruppen vor:
1. allgemeine (naturschutzfachliche) Bewertung der Biodiversität,
2. spezielle Biodiversität, bewertet anhand von ökologischen Gruppen und Funktionen
und
3. Biodiversität, bewertet aus der Sicht der landwirtschaftlichen Nachhaltigkeit.
Als Grundlage der Bewertungen können Kriterien ausgewählt und zugeordnet werden,
für welche anhand des vorhandenen Wissens eindeutige Effekte nachgewiesen
werden können, deren Interpretation kommunizierbar ist und/oder Kriterien, die
sich in der gegenwärtigen gesellschaftlichen Diskussion befinden und über welche
ein gesellschaftlicher Konsens besteht.
5.2 Lebensraumqualität von Energiepflanzenbeständen
Die vorgestellten Ergebnisse beziehen sich schwerpunktmäßig auf die Effekte
neuartiger Kulturpflanzen bzw. Fruchtfolgen für den Anbau von Energiepflanzen
zur Biogaserzeugung und den von der Kulturart bzw. der Kulturartenwahl ausgehenden,
sogenannten „potenziellen Habitatwert“. Dafür wurden die vom unterschiedlichen
Anbauzeitraum, sowie von Unterschieden in der Bestandesstruktur
und im Blühaspekt ausgehenden Effekte für die Habitatqualität bzw. die Habitatnutzung
ermittelt und interpretiert. Das auf einer systematischen Klassifikation der
zahlreichen denkbaren Anbaukonstellationen für den Anbau von Energiepflanzen
auf Ackerflächen basierende Versuchsdesign macht nicht nur die Vielfalt der notwendigen
Anbauvarianten handhabbar, es produziert auch quantifizierbare Vergleichsdaten
für die Effekte der betrachteten Kulturartengruppen. Die Verfügbarkeit
dieser Vergleichsdaten gestattet bei allen methodisch bedingten Einschränkungen
hinsichtlich räumlich-zeitlicher Repräsentanz eine detaillierte, vielseitige und belastbare
Interpretation der Zusammenhänge. Aufgrund des Fehlens solcher Vergleichsdaten
mussten bisherige Ansätze zur Bewertung von Kulturarten stets auf
Expertenabschätzungen oder Literatursynopsen (z. B. CORNELIUS 2000, SCHINDLER
und SCHUHMACHER 2007) zurückgreifen und waren im Detail und in der Aussageschärfe
limitiert. Oftmals konnten bisher nur besser/schlechter oder A/B/C-
Bewertungen (EEA 2006, SRU 2007) vorgenommen werden.
Die abnehmende Strukturvi elfalt auf Ackerflächen und in den Agrarlandschaften
wird als eine der wichtigsten Ursachen für den Rückgang der Artenvielfalt angesehen
(ALBRECHT et al. 2002, WERNER et al. 2006). Obwohl der Anbau von Energiepflanzen
zahlreiche Optionen zur Erhöhung der Strukturvielfalt durch die Einführung
neuer Kulturpflanzen bietet, wird aus der bisherigen praktischen Umsetzung
eher mit der Forcierung der Vereinfachung der Fruchtfolgen, konkret mit einer einseitigen
Zunahme des Maisanbaus für energetische Nutzungen, gerechnet (WINDE
2003, SCHÖNE 2007). Der Sachverständigenrat für Umweltfragen (SRU 2007) hat
deshalb in seinem Sondergutachten die Einführung einer entweder freiwilligen oder
12

Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die Biodiversität
obligatorischen Verpflichtung zur Einhaltung einer mindestens dreigliedrigen
Fruchtfolge in verschiedene rechtliche Steuerungsinstrumente oder Förderinstrumente
gefordert.
Die im Rahmen des EVA-Projekts getesteten Fruchtfolgen umfassen die Dauer
von vier Jahren und setzen sich aus Kulturarten zusammen, die zwei oder drei
unterschiedlichen Anbaukonstellationen (Kulturartengruppen: Wintergetreide,
Sommergetreide, Leguminosen, Mais, mehrjähriges Ackerfutter) zugehören. Die
Anzahl der Kulturartengruppen je Fruchtfolge drückt die Unterschiedlichkeit der
Habitatbedingungen innerhalb der Fruchtfolge, unabhängig von den konkret enthaltenen
Fruchtarten, aus. Die Artenanzahl aller untersuchten Organismengruppen
steigt in allen Fruchtfolgen mit der Anzahl der unterschiedlichen Kulturartengruppen.
Vor allem die Fruchtfolgen mit lediglich zwei Kulturart engruppen wirken sich
diversitätsmindernd aus. Dabei wirkt sich die Kombination aus Mais und Wintergetreide
stärker negativ aus als die Kombination aus Sommer- und Wintergetreide.
Die Plausibilität der in unseren Untersuchungen ermittelten Werte lässt sich aus
der vorliegenden Literatur bestätigen (SCHREITER 2001, VOLKMAR et al. 2000). Der
diversitätsfördernde Effekt von Fruchtfolgen, die aus mindestens drei unterschiedlichen
Fruchtartengruppen zusammengesetzt waren, konnte auch für das Vorkommen
von Rote-Liste-Arten unter den Laufkäfern und Spinnen nachgewiesen werden.
Jede der Kulturartengruppen bereichert die Fruchtfolge mit einigen Arten, die
spezifisch nur in einzelnen Kulturarten vorkommen, teilweise auch mit nur fakultativ
auf den Ackerflächen vorkommenden Arten. Besonders deutlich ist dieser Effekt
beim mehrjährigen Ackerfutter. Die Kulturartendiversität bietet sich als Indikator für
die potenzielle Biodiversität auf agrarischen Nutzflächen im Sinne von SCHINDLER
und SCHUMACHER (2007) an, wenn die Unt erschiedlichkeit der Habitatbedingungen
durch eine vorherige Gruppierung der Kulturpflanzen hinsichtlich Ihres Anbauzeitraumes
und ihrer Bestandesarchitektur berücksichtigt wird. Bezogen auf das Kriterium
„Artenanzahl“ empfehlen wir die Betrachtung von Fruchtfolgen anstelle von
einzelnen Fruchtarten, weil dadurch die Spezifiken der einzelnen Fruchtarten als
kompensatorische Effekte wahrgenommen werden, d. h. die Auswirkungen des
Wechsels einzelner Fruchtarten im Rahmen des gesamten Anbausystems zum
Tragen kommen.
Für das Vorkommen von spezifischen ökologischen Gruppen innerhalb der Flora
und Fauna konnten ähnliche, allgemeingültige Bezüge zwischen Diversität der
Kulturarten und den Organismengruppen nicht nachgewiesen werden. Spezielle
ökologische Funktionen oder Leistungen wurden meist durch einzelne spezielle
Kulturarten bzw. Kulturartengruppen gefördert. Eins der anschaulichsten Beispiele
ist der Maisanbau mit seinen Effekten auf die regionalen Blütenbesuchergemeinschaften.
Mit zunehmendem Maisanteil in der Fruchtfolge nimmt die Artenanzahl
der Solitärbienen kontinuierlich ab. Im Gegensatz dazu nimmt die Anzahl der
Schwebfliegenarten zu. Mais und teilweise auch Sommergetreide sind bevorzugte
13

M. Glemnitz, R. Platen, C. Saure
Habitate für die als u. a. blattlausvertilgende Nützlinge bekannten Schwebfliegen.
Aus der vorliegenden Literatur ist bevorzugte Habitatnutzung von Maisanbauflächen
durch Schwebfliegen nicht belegt. Man geht im Gegenteil sogar davon aus,
dass sich die Schwebfliegenzönosen in landwirtschaftlichen Kulturen nicht unterscheiden
(MALINOWSKA 1979, SALVETER 1998). Diese Aussage ist sicherlich im
Vergleich mit blütenreichen, naturnahen Biotopen zutreffend (FRANK 1999). Maisflächen
sind zur Zeit der Hauptaktivität der Schwebfliegen im Sommer vor allem
wegen ihrer relativ offenen Struktur, vorhandener Nahrungsquellen und einer teilweise
blühenden Beikrautzönose eines der wenigen zur Verfügung stehenden
Habitate für Schwebfliegen.
Um ökologische Leistungen für die Bewertung von Biodiversitätsbeiträgen effektiv
nutzen zu können, bedarf es einer vorherigen Definition und Auswahl relevanter
Funktionen. Solche Kriterienlisten liegen bislang nicht vor, deshalb werden
stets unterschiedliche Funktionalitäten betrachtet. Dies schränkt die Vergleichbarkeit
verschiedener Studien und Analysen ein. Teilweise ist die Berücksichtigung
der ökologischen Leistungen auch noch durch Lücken in den zur Verfügung stehenden
Daten limitiert. Es existieren jedoch zunehmend Datenbanksysteme, die
funktionelle Eigenschaften von Einzelarten verschiedener Organismengruppen
zusammenstellen. Beispiele hierfür sind die internetverfügbaren floristischen Datenbanken
FloraWeb (BfN 2008) und LEDA (2008).
6 Literatur
Albrecht, K.; Esser, T.; Weglau, J.; Klein, H. (2002): Vielfalt der Tierwelt in der
Agrarlandschaft. Schriftenreihe des Instituts für Landwirtschaft und Umwelt (ILU)
Bonn, Heft 4/2002 der ilu-Schriftenreihe ,160 p.
Angermeier, P.L.; Karr, J.R. (1994): Biological integrity versus biological diversity
as policy directives. BioScience 44 (10): 690-697
Baumgärtner, S. (2005): The insurance value of biodiversity in the provision of
ecosystem services; available at SSRN: http://ssrn.com/abstract=892105
Bauer, H.-G.; Heine, G. (1992): Die Entwicklung der Brutvogelbestände am Bodensee.
Vergleich halbquantitativer Rasterkartierungen 1980/81 und 1990/91, J.
für Ornithologie 133 (1): 1-22
Bundesamt für Naturschutz, BfN (2008): FloraWeb - Daten und Informationen zu
Wildpflanzen und zur Vegetation Deutschlands. www.floraweb.de/index.html
Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit, BMU (2007):
Nationale Strategie zur biologischen Vielfalt. vom Bundeskabinett am 7. November
2007 beschlossen, Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit
(BMU), Referat Öffentlichkeitsarbeit, 180 p.
Convention on Biological Diversity, CBD (1992): Earth Summit, Rio de Janeiro, 5,
June 1992. www.cbd.int/convention/convention.shtml
14

Auswirkungen des Anbaus von Energiepflanzen auf die Biodiversität
Cornelius, K. (2000): Spinnen deutscher Agrarbiotope - Aufbau und Auswertung
einer Dat enbank. Diplomarbeit Universität Hannover, Fachbereich Gartenbau,
Institut für Pflanzenkrankheiten und Pflanzenschutz, Diplomica GmbH ID7852,
Hamburg 2004, 157 p.
European Environment Agency, EEA (2006): How much bioenergy can Europe
produce without harming the environment? EEA-Report No 7, ISSN 1725-9177,
Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities, 72 p.
Ellison, A.M.; Bank, M.S.; Clinton, B.D.; Colburn, E.A.; Elliot, K.; Ford, C.R.; Foster,
D.R.; Kloeppel, B.D.; Knoepp, J.D.; Lovett, G.M.; Mohan, J.; Orwig, D.A.; Rodenhouse,
N.L.; Sobczak, W.V.; Stinson, K.A.; Stone, J.K.; Swan, C.M.; Thompson,
J.; Holle, B.V.; Webster, J.R. (2005): Loss of foundation species: consequences
for the structure and dynamics of forested ecosystems. Ecology and
Environment 3: 479-486
Frank, T. (1999): Density of adult hoverflies (Dipt., Syrphidae) in sown weed strips
and adjacent fields. Journal of Applied Entomology 123 (6): 351-355
Herrmann, M. (1989): Verinselung der Lebensräume von Carnivoren – Von der
Inselökologie zur planerischen Umsetzung. Naturschutz und Landschaftspflege
in Brandenburg, Heft 1: 45-49
IUCN (2007): Summary Statistics for Globally Threatened Species.
www.iucnredlist.org/info/stats
Karg, H.H. (1996): Theoretische Ethik Band 1: Basisformen des Sittlichen. Verlag
Dr. Kovac, Hamburg, 116 p.
Karpenstein-Machan, M. (2001): Sustainable Cultivation Concepts for Domestic
Energy Production from Biomass. Critical Reviews in Plant Sciences, 20 (1): 1-
14
LEDA (2008): The LEDA traitbase. www.leda-traitbase.org/LEDAportal/index.jsp
Loreau, M.; Naeem, S.; Inchausti, P.; Bengtsson, J.; Grime, J.P.; Hector, A.;
Hooper, D.U.; Huston, M.A.; Raffaelli, D.; Schmid, B.; Tilman, D.; Wardle, D.A.
(2001): Biodiversity and ecosystem functioning: current knowledge and future
challenges. Science 294: 804-808
Malinowska, D. (1979): Communities of aphidophagous sysrphids (Diptera, Syrphidae)
in the Lublin region. Memorab. zool. 30: 37-62
Oksanen, M. (1997): The moral value of biodiversity. Ambio 26 (8): 541-545
Röser, B. (1990): Grundlagen des Biotop- und Artenschutzes. Ecomed-Verlagsgesellschaft,
Landsberg, 176 p.
Sachverständigenrat für Umweltfragen, SRU (2007): Sondergutachten: Klimaschutz
durch Biomasse. Erich Schmidt Verlag GmbH & Co., Berlin, 125 p.
15

M. Glemnitz, R. Platen, C. Saure
Salveter, R. (1998): Habitatnutzung adulter Schwebfliegen (Diptera: Syrphidae) in
einer stark gegliederten Agrarlandschaft. Mitt. Schweiz. Entomol. Gesell., 71:
49-71
Schindler, M.; Schumacher, W. (2007): Auswirkungen des Anbaus vielfältiger
Fruchtfolgen auf wirbellose Tiere in der Agrarlandschaft (Literaturstudie). Landwirtschaftliche
Fakultät der Universität Bonn, Schriftenreihe des Lehr- und Forschungsschwerpunktes
USL, 147, 50 S.
Schmiedinger, A.; Beierkuhnlein, C. (2004):Standardisierte Biodiversitätserfassung
in kanadischen und mitteleuropäischen Wäldern. Forst und Holz 9: 436-438
Schöne, F. (2007): Anforderungen an die Energiepflanzenproduktion aus Sicht des
Natur- und Um weltschutzes. Symposium "Energiepflanzen" 2007, 24. und 25.
Oktober, Berlin, http://www.fnr-server.de/cms35/fileadmin/allgemein/pdf/ veranstaltungen/
energiepflanzen2007/beitraege/Schoene_charts.pdf
Schreiter, T. (2001): Auswirkungen von Landnutzungssystemen auf die Zusammensetzung
von Coleopterenzönosen (Insecta-Coleoptera). Forstwissenschaftliche
Beiträge Tharandt Heft 13. Eugen Ulmer Verlag, 143 p.
Thompson, K.; Askew, A.P.; Grime, J.P.; Dunnett, N.P.; Willis. A.J. (2005): Biodiversity,
ecosystem function and plant traits in mature and immature plant communities.
Functional Ecology 19: 355-358
Traxler, A.; Minarz, E.; Höttinger, H.; Pennerstorfer, J.; Schmatzberger, A.; Banko,
G.; Placer, K.; Hadrobolec, M.; Gaugitsch, H. (2005): Biodiversitäts-Hotspots der
Agrarlandschaft als Eckpfeiler für Risikoabschätzung und Monitoring von GVO.
Rote Reihe des Bundesministeriums für Gesundheit und Frauen, Sektion IV,
Band 05
Volkmar, C.; Kreuter, T.: Stark, A. (2000): Auswirkungen des Anbaus nachwachsender
Rohstoffe (Kamille, Salbei, Lein und Hanf) auf ausgewählte Arthropodengruppen
(Araneae, Carabidae, Diptera) in der sächsischen Agrarlandschaft.
Mitt. DGaaE 12, 411-418.
Werner, A.; Roth, R.; Zander, P.; Meyer-Aurich, A.; Jarfe, A. (2006): Scientific
back-ground for a nature conserving agriculture. In: Flade et al. (ed.): Nature
conservation in agricultural ecosystems: 529-572. Wiebelsheim (Quelle & Meyer)
Winde, K. (2003): Biomassenutzung und Naturschutz - Potenziale und Probleme
aus der Sicht des Naturschutzes. Fachtagung „Biomasse - Neue Energien für
Naturschutz und Raumplanung?“ am 03.04. 2003 in Hannover,
http://www.laum.uni-annover.de/biomasse/veranstaltungen/veranst_3.htm
Winemiller, K.O.; Layman, C.A. (2005): Food web science: Moving on the path
from abstraction to prediction. In: de Ruiter, P., Wolters, V., Moore, J.C. (Eds.),
Dynamic Food Webs, Academic Press, Elsevier, Amsterdam, 10-23
16