Zwischen Naturschutz und Theoretischer Ökologie: Modelle zur ...

86 3 Validierung der Habitatmodelle
Vergangenheit der Flächen (Schamberger & O'Neil 1986). Dennoch ergeben die Übertragungen
gute Prognosen, da mit der Vegetationshöhe einer der trennschärfsten
Schlüsselfaktoren direkt an die Dynamik von Mahd und Wiederaufwuchs gekoppelt
ist.
3.5.2 Gültigkeitsbereich der Modelle – was sind die Voraussetzungen für
Übertragbarkeit?
Aufgrund der Relevanz der Habitatfaktoren, der hohen Prognosegüten und der
Signifikanz der Modellübertragungen kann davon ausgegangen werden, daß die hier
vorgestellten Habitatmodelle in den beiden Untersuchungsgebieten allgemeine
Gültigkeit besitzen und – wenngleich mit Abstrichen, die mit jeder Übertragung verbunden
sind – auch für andere Niedermoore mit ähnlicher Vegetationsausstattung
und vergleichbarem Nutzungsregime verwendet werden können. Dies gilt vor allem
für C. dorsalis aber auch für die zweite Zielart S. grossum. Hierfür spricht ebenso, daß
die aus den vorgestellten Modellen abgeleitete Charakterisierung optimaler Habitate
für C. dorsalis mit vergleichbaren Beschreibungen aus anderen Untersuchungsgebieten
in Brandenburg und Westfalen (s. Beiträge in Mattes 1997) sowie bei Hamburg
(Sörens 1996) als auch in anderen Untersuchungsjahren im Drömling (Benitz 1994,
unveröff. Dipl.-Arb.; Heydenreich 1995; 1998; Suhling & Kratz 1999) harmonisiert.
Entsprechendes gilt auch für S. grossum, für die vergleichbare Ergebnisse bei Untersuchungen
in Niedersachsen (Lorz & Clausnitzer 1988), Bayern (Marzelli 1995) und
Mittelhessen (Malkus et al. 1996) zu finden sind. Eine großräumiger geographische
Regionen übergreifende Gültigkeit der Modelle kann aber allein auf Grundlage der
vorhandenen Datenbasis nicht beurteilt werden.
3.5.2.1 Ökologische Gründe für und gegen mögliche Modellübertragungen
Daß dieselben Habitatfaktoren für verschiedene Untersuchungsgebiete und -jahre
gut prognostizierende, übertragbare Modelle liefern, muß z.B. aufgrund regionaler
Stenökie, lokaler Adaptationen, unterschiedlicher Ressourcenverteilung oder Konkurrenzdruck
in verschiedenen Gebieten bei weitem nicht immer der Fall sein. So
weist z.B. Thomas (1995) auf entsprechend der klimatischen Bedingungen qualitativ
stark voneinander abweichende Habitatansprüche von Insektenspezies in verschiedenen
Regionen hin (vgl. auch Thomas 1993). Neben solcherlei Hindernissen bei der
räumlichen Modellübertragung können auch temporäre Effekte eine Rolle spielen.
Kindvall (1995) beispielsweise zeigt für die Zweifarbige Beißschrecke Metrioptera
bicolor (Philippi 1830) die Umkehr der Habitatpräferenzen in Extremwetterjahren.
Der Gültigkeitsbereich von Habitatmodellen ist also stark davon abhängig, in welchem
zeitlichen Kontext die zugrundeliegenden Daten erhoben wurden. Um Modelle
für verläßliche Bewertungen zu verwenden, sollten sie nicht allein aufgrund einer
einzigen Begehung gebildet werden (Rice et al. 1981; Clark & Lewis 1983; Rice et al.
1983; Schamberger & O'Neil 1986). Das gilt erst recht für Invertebraten, die häufig
eine stochastisch, u.U. auch chaotisch (s. Abschnitt 5) schwankende Populationsdynamik
aufweisen, welche von Jahr zu Jahr z.T. um Zehnerpotenzen variierende