Zwischen Naturschutz und Theoretischer Ökologie: Modelle zur ...
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4.6 Diskussion 113<br />
Habitateignung<br />
sehr niedrig<br />
niedrig<br />
mittel<br />
hoch<br />
sehr hoch<br />
Barrieren<br />
N<br />
100 0 100 200 m<br />
ungeteilte, heterogene<br />
Landschaft<br />
P > 0.67<br />
Barrieren<br />
geteilte, homogene<br />
Landschaft<br />
N<br />
100 0 100 200 m<br />
Habitateignung<br />
0.67 < P < 0.78<br />
0.78 < P < 0.89<br />
0.89 < P < 100<br />
Barrieren<br />
geteilte, heterogene<br />
Landschaft<br />
Abb. 4-20: Interpretationen von Landschaft am Beispiel der Habitateignungskarte für den<br />
Kartenausschnitt des südwestlichen Drömlings.<br />
N<br />
100 0 100 200 m<br />
Welche dieser Landschaftsinterpretationen die adäquate ist, hängt von der Fragestellung<br />
<strong>und</strong> der untersuchten Art bzw. von ihren Ansprüchen an den Lebensraum ab.<br />
Der hier gewählte Ansatz <strong>zur</strong> Quantifizierung von Habitatkonnektivität – die ja<br />
ebenfalls von der Landschaftsperzeption der Art abhängt (Gardner et al. 1993; Wiens<br />
et al. 1997; With et al. 1997) – verwendet die binäre Landschaft (Abb. 4-20 Mitte).<br />
Dabei führt die notwendige Dichotomisierung zu einer Separierung der Landschaft<br />
in geeignete <strong>und</strong> ungeeignete Habitate (Wiens 1994; vgl. Abb. 4-9), obwohl diese<br />
eher einem heterogenen Nebeneinander mit in Raum <strong>und</strong> Zeit wechselnden Habitatqualitäten<br />
entspricht, wie es die Habitateignungskarten darstellen (vgl. Abb. 4-1).<br />
Zudem ist anzumerken, daß die ungeeignete Matrix, die ja neben den Habitatpatches<br />
Ergebnis der Dichotomisierung ist, auf die Arten ökologisch nicht neutral wirkt<br />
(Wiens et al. 1993; Åberg et al. 1995; Szacki 1999). So können Marginalhabitate, wie<br />
Pulliam (1988) <strong>und</strong> Pulliam & Danielson (1991) in <strong>Modelle</strong>n zu Quellen- <strong>und</strong><br />
Senkenhabitaten gezeigt haben, tiefgreifende Effekte auf die Populationsdynamik in<br />
einer strukturierten Umwelt haben (s. auch Murphy et al. 1990; Donovan et al.<br />
1995b).<br />
Gustafson (1998) stellt in einem Review fest, daß die Beschränkung auf binäre<br />
Karten bei der Quantifizierung räumlicher Landschaftsmuster Gr<strong>und</strong>lage fast aller<br />
<strong>zur</strong> Verfügung stehenden Indices ist, obgleich Habitatpatches in ein komplexes<br />
Landschaftsmosaik eingeb<strong>und</strong>en sind. Zudem wird auch die Dynamik innerhalb der<br />
Patches von äußeren Faktoren beeinflußt, die <strong>zur</strong> Struktur dieses Mosaiks in Beziehung<br />
stehen. Die methodische Ausrichtung auf binäre Landschaften erklärt Gustafson<br />
(1998) durch den starken Einfluß der Inselbiogeographie (MacArthur & Wilson<br />
1967) auf die Entwicklung der <strong>Ökologie</strong> <strong>und</strong> der <strong>Naturschutz</strong>biologie. Sie mag aber<br />
vor allem in der einfacheren Handhabbarkeit des binären Ansatzes begründet sein.<br />
Seine Ausweitung auf sich qualitativ unterscheidende Patches, die auf unterschiedlichen<br />
Skalen das Mosaik der Landschaft bilden, steht noch aus (Wiens 1995).<br />
With & Crist (1995) bemängeln, daß bei dieser vereinfachten Betrachtungsweise, dem<br />
binären „Extremszenario“ die verschiedenen Dimensionen der Habitatqualität, die<br />
auf den unterschiedlichen Funktionen der Habitate im Lebenszyklus beruhen, keine<br />
Berücksichtigung finden. Sie schlagen zudem als eine adäquate Herangehensweise<br />
vor, bei der Bestimmung der Konnektivität für jeden Biotoptyp neben der an der<br />
Fitneß orientierten Habitatqualität (Southwood 1977) auch eine spezifische Eignung