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Schmetterlingsforschern aus Karlsruhe ist es gelungen, das sogenannte Purpurweiden-Jungfernkind (Boudinotiana touranginii), ein tagaktiver Falter aus der Familie der Spanner in Deutschland erstmal nachzuweisen. Bisher war das Vorkommen des Purpurweiden-Jungfernkinds vor allem aus Zentralfrankreich belegt. Am 17. März 2015 entdeckten Mitarbeiter des Naturkundemuseums Karlsruhe ein erstes Exemplar in der südlichen Oberrheinebene. Das Purpurweiden-Jungfernkind ist nicht neu nach Deutschland eingewandert, sondern wohl seit Jahrtausenden in der südlichen Oberrheinebene heimisch. Es handelt sich vermutlich um eine Reliktart der dynamischen Stromtalauen, wie sie bis vor 200 Jahren auch noch für den Rhein typisch waren. Aufgrund seiner Verborgenheit war das Purpurweiden-Jungfernkind bisher übersehen worden. Es ist deshalb so schwer zu finden, weil es nur eine extrem kurze Zeit als Falter auftritt. Diese Zeit liegt zudem im zeitigen Frühjahr, und beginnt noch bevor die Weiden aufblühen und ihre Kätzchen zeigen.
Die Kriterien der Phytoplankton-Typologie für Seen sind: Ökoregion Geologie des Einzugsgebiets: Calcium-Gehalt des Wassers größer oder kleiner als 15 mg/l Temperaturschichtung des Sees (geschichtet, ungeschichtet/polymiktisch) Größe des Einzugsgebiets im Verhältnis zum Volumen und (im Mittelgebirge) der Form des Seewasserkörpers: 1. bei Tiefland-, Alpen- und Alpenvorlandseen wird der Volumenquotient (VQ in m -1 = Einzugsgebietsgröße in m² / Seevolumen in m³) verwendet. 2. Seen im Mittelgebirge werden nach dem Volumentiefenquotient typologisch eingestuft (VTQ in m -2 = VQ in m -1 / mittlere Tiefe in m). mittlere Tiefe (Seevolumen in m³ / Seefläche in m²) mittlere (theoretische) Verweilzeit (Jahreszufluss in m³ / Seevolumen in m³) Abb. 1: Referenzseen : oben links: Referenzsee für den Phytoplankton-Seetyp 4 in der Alpenregion : Eibsee (BY) (Foto: Monika Hiller, LfU Bayern). oben rechts: Referenzsee für den Phytoplankton-Seetyp 9 im Mittelgebirge: Titisee (BW) (Foto: Ursula Riedmüller). unten links: Referenzsee für den Phytoplankton-Seetyp 10.1 im Norddeutschen Tiefland: Roofensee (BB) (Foto: Ursula Riedmüller). Anhand dieser Kriterien werden für die Bewertung 19 Phytoplankton-Seetypen unterschieden (s. Tabelle 1): Tab. 1: LAWA-Seetypen und die entsprechenden Phytoplankton-Seetypen (PP-Seetypen). VQ (Volumenquotient) = Einzugsgebiet [m²]) / Seevolumen [m³]. VTQ (Volumentiefenquotient) = Einzugsgebiet [m²] / (Seevolumen [m³] x mittlere Tiefe [m]). LAWA-Seetyp PP-Seetypen der Alpen und des Alpenvorlandes (alle Typen i. d. R. calciumreich) Typ 1 PP 1 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Alpenvorlandseen, calciumreich, polymiktisch Typ 2 PP 2 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Alpenvorlandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), geschichtet Typ 3 PP 3 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Alpenvorlandseen, calciumreich, relativ kleines Einzugsgebiet (VQ ≤ 1,5), geschichtet Typ 4 PP 4 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Alpenseen, calciumreich, geschichtet PP-Seetypen des Mittelgebirges Typ 5 PP 5 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VTQ > 0,18), geschichtetTyp 5 Typ 7 PP 7 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, calciumreich, relativ kleines Einzugsgebiet (VTQ ≤ 0,18), geschichtet Typ 6 PP 6.1 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, relativ kleines Einzugsgebiet (VTQ ≤ 2), polymiktisch PP 6.2 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, mäßig großes Einzugsgebiet (VTQ 2-6), polymiktisch PP 6.3 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, relativ großes Einzugsgebiet (VTQ > 6), polymiktisch Typ 8 PP 8 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, calciumarm, relativ großes Einzugsgebiet (VTQ > 0,18), geschichtet Typ 9 PP 9 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, calciumarm, relativ kleines Einzugsgebiet (VTQ ≤ 0,18), geschichtet PP-Seetypen des Norddeutschen Tieflandes* (alle Typen i. d. R. calciumreich) Typ 10 PP 10.1 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ 1,5 - 15), geschichtet PP 10.2 natürliche Tieflandseen, calciumreich, sehr großes Einzugsgebiet (VQ > 15), geschichtet Typ 11 PP 11.1 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), polymiktisch, Verweilzeit > 30 Tage, mittlere Tiefe > 3 m PP 11.2 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), polymiktisch, Verweilzeit > 30 Tage, mittlere Tiefe ≤ 3 m Typ 12 PP 12 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), polymiktisch, Verweilzeit 3-30 Tage Typ 13 PP 13 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ kleines Einzugsgebiet (VQ ≤ 1,5), geschichtet Typ 14 PP 14 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ kleines Einzugsgebiet (VQ ≤ 1,5), polymiktisch PP 11.2 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), polymiktisch, Verweilzeit > 30 Tage, mittlere Tiefe ≤ 3 m *Bei künstlichen und erheblich veränderten Seen des Tieflands wird dem ähnlichsten natürlichen Seetyp das Suffix "k" angehängt, z. B. 13k für einen geschichteten, pH-neutralen Tagebausee mit relativ kleinem Einzugsgebiet. Es wird empfohlen, einen See als "geschichtet" einzustufen, wenn die thermische Schichtung an der tiefsten Stelle des Sees über mindestens drei Monate stabil bleibt. Bei kürzerer Schichtungsphase wird der See als "polymiktisch" angesehen. Im Norddeutschen Tiefland werden sehr flache Seen mit einer mittleren Tiefe kleiner als 3 m separat betrachtet (Phytoplankton-Seetyp 11.2). Diese Seen besitzen eine besonders hohe Grund- oder Referenztrophie. In Brandenburg und im Berliner Raum gibt es Seen, welche z. B. von der Havel und Spree durchflossen werden und nur geringe Verweilzeiten besitzen. Bei einer Verweilzeit von weniger als 30 Tagen werden diese Seen als Flussseen eingestuft (Phytoplankton-Seetyp 12). Künstliche und erheblich veränderte Seen, wie Talsperren, Bagger- und Tagebauseen werden dem ähnlichsten "natürlichen" Phytoplanktontyp zugeordnet. Liegen diese im Norddeutschen Tiefland erhalten sie außerdem das Suffix "k" für "künstlich", z. B. 10.1k. Für diese "k-Seetypen" wird in der Phytoplanktonbewertung eine von den natürlichen Seen abweichende Indikatorliste verwendet. Ist der See sauer (pH-Wert 3,0-6,0), z. B. ein saurer Tagebausee, für den ein saurer Referenzzustand angenommen wird, muss das Suffix "s" angehängt werden, z. B. 7s. Für diese Seen werden teils andere Bewertungskenngrößen verwendet. Zahlreiche Baggerseen sowie Altarme und Altwasser liegen in den Niederungen der großen Stromtäler z. B. von Rhein oder Elbe. Sie liegen somit oftmals in der Ökoregion "Zentrale Mittelgebirge". Für die Bewertung mit Phytoplankton führt die Einstufung als Tieflandgewässer jedoch in der Regel zu stimmigeren Ergebnissen. So ist z. B. ein Baggersee in der Oberrheinebene mit relativ kleinem oder ausschließlich unterirdischem Einzugsgebiet (Grundwasserzustrom) am besten als Tiefland-Seetyp 13k zu bewerten.
Ende April und Anfang Mai 2008 kam es in einigen Regionen in Südwestdeutschland zu einem Bienensterben, bei dem etwa 11.000 Völker geschädigt wurden. Nach bekannt werden der Vorfälle begann eine intensive Suche nach den Ursachen. Der Verdacht richtete sich auf Maissaatgut, das mit dem insektiziden Wirkstoff Clothianidin behandelt worden war. Die chemischen Analysen des Julius Kühn-Instituts haben eine Clothianidinvergiftung bestätigt. Das nachgewiesene Clothianidin stammt von behandeltem Maissaatgut, bei dem der Wirkstoff nicht ausreichend an den Körnern haftete, so dass es wegen dieser geminderten Beizqualität zu einem starken Abrieb bei der Aussaat kam. In der Oberrheinebene wurde das Maissaatgut mit pneumatischen Sägeräten mit Saugluftsystemen gesät, die aufgrund ihrer Konstruktion den Abriebstaub in die Luft abgeben. Auf diese Weise gelangte der Abriebstaub auf blühende und von Bienen beflogene Pflanzen.
Ruspolia nitidula kam bis Anfang der 2000er-Jahre nur sehr lokal in der Bodenseeregion vor (Maas et al. 2002, Fischer et al. 2020) (zwei besetzte TK25-Rasterfelder: Nr. 8323 und 8423). Danach breitete sich die Art im Bodenseebecken und der Oberrheinebene stark aus (Treiber 2016, Poniatowski et al. 2018, Hafner & Zimmermann 2019). Im Jahr 2011 gelangen die ersten Nachweise für Rheinland-Pfalz (Röller 2011, Schirmel & Niehuis 2011, Renker et al. 2019) sowie 2018 für Hessen (S. Stübing, schriftl. Mitteilung 2019) und das Saarland (R. Klein, FFIpS, 2018). Für den Niederrhein (Nordrhein-Westfalen) konnte im Sommer 2021 ein Männchen nachgewiesen werden (P. Kolshorn, schriftl. Mitteilung 2021). Inzwischen besetzt die Art 86 TK25-Rasterfelder in Deutschland. Für den kurzfristigen Bestandstrend wurde folglich eine deutliche Zunahme berechnet. Die starke Ausbreitung in den letzten 20 Jahren wirkt sich auch auf den langfristigen Bestandstrend aus: Das Autorenteam geht langfristig ebenfalls von einer deutlichen Zunahme aus (vgl. Maas et al. 2011).
Die Art besiedelt bevorzugt wechselfeuchte, vegetationsarme Habitate in Gewässernähe oder in Sand- und Kiesgruben (Wancura & Detzel 1998, Maas et al. 2002, Fischer et al. 2020). Durch Sukzession, Urbanisierung und Aufforstung mussten derartige Lebensräume allerdings starke Verluste erleiden (Fartmann et al. 2021, Detzel et al. 2022). Der langfristige Bestandstrend der Art ist daher wie bei Maas et al. (2011) als mäßig rückläufig anzusehen. Dennoch wurde für den kurzfristigen Bestandstrend eine deutliche Zunahme berechnet (Bestandsveränderung: +93%). Im Zuge des Klimawandels breitet sich die Art in der Oberrheinebene und in angrenzenden Regionen deutlich aus (Pfeifer 2012, Ott 2014, Seehausen 2016, Poniatowski et al. 2018, Poniatowski et al. 2020). Inzwischen wurde sie auch im Saarland nachgewiesen (Hochkirch et al. 2022). Ob diese positive Entwicklung in den nächsten Jahren anhält, bleibt abzuwarten. Dies wird im starken Maße von der Verfügbarkeit besiedelbarer Habitate abhängen.
Die Art wurde erstmalig Mitte der 1990er-Jahre für Deutschland in der Oberrheinebene nachgewiesen (Van Elst & Schulte 1995). Dort ist sie inzwischen weit verbreitet (u.a. Boczki 2007, Wiedemann & Röller 2008, Pfeifer 2012, Hochkirch et al. 2020). Das weitgehend geschlossene Verbreitungsgebiet umfasst aktuell den Oberrhein von Freiburg bis Mainz. Zum Beispiel über die Burgundische Pforte haben die deutschen Populationen Anschluss an die französischen Vorkommen. Daher wird in der vorliegenden Roten Liste bei Eumodicogryllus bordigalensis, anders als noch in Maas et al. (2011), von einer indigenen Art ausgegangen, die sich als Arealerweiterer in Deutschland ausbreitet. In den letzten Jahren häufen sich auch deutlich weiter nördlich der Oberrheinbene die Nachweise – u.a. in Brandenburg, Hessen, Nordrhein-Westfalen und im Saarland (u.a. Stübing et al. 2019, Hochkirch et al. 2021, Hochkirch et al. 2022, Brauner & Ristow 2022). Langfristig ist von einer deutlichen Zunahme auszugehen. Die Berechnung des kurzfristigen Bestandstrends ist realistisch (deutliche Zunahme) und bedurfte daher keiner Korrektur durch das Autorenteam.
Der wissenschaftliche Name dieser Art (ehemals Platycleis tessellata (Charpentier, 1825)) hat sich geändert. Die Korrektur basiert auf der Revision der Platycleidini (Massa & Fontana 2011). Tessellana tessellata (Abb.: siehe Publikation für Abbildungsnummer) ist ein westmediterranes Faunenelement, das in Deutschland den nordöstlichen Arealrand erreicht (Fischer et al. 2020). Die wenigen bekannten Vorkommen beschränken sich alle auf die klimatisch begünstigte Oberrheinebene (Maas et al. 2002). Eine Häufung der Populationen ist insbesondere für die Freiburger Bucht und das Markgräfler Land festzustellen (Detzel et al. 2022). Zudem befindet sich am Kaiserstuhl eine individuenstarke Population (D. Poniatowski, eigene Beobachtung 2021). Aktuell liegen für die Art deutlich mehr Nachweise vor als für die 1990er-Jahre (neun vs. vier besetzte TK25-Rasterfelder). Der berechnete kurzfristige Bestandstrend ist daher positiv. Aus Sicht des Autorenteams ist diese Zunahme plausibel. Als wärmeliebende Art hat T. tessellata in den letzten Jahren wahrscheinlich vom Klimawandel profitiert (vgl. Betzin & Neugebauer 2020, Detzel et al. 2022). Allerdings verfügt sie nur über eine geringe Mobilität. Eine aktive Ausbreitung ist daher nur kleinräumig möglich. Die kürzlich bei Kirrlach in Nordbaden entdeckte Population (TK25 Nr. 6717) – fernab der bislang bekannten Vorkommen (vgl. Maas et al. 2002) – könnte laut Betzin & Neugebauer (2020) auf einen passiven Transport von Eiern oder Imagines zurückzuführen sein. Unabhängig von der Art der Ausbreitung lässt sich kurzfristig eine Bestandszunahme feststellen, die sich auch auf den langfristigen Bestandstrend auswirkt: Es ist jetzt nicht mehr von einem sehr starken Rückgang (vgl. Maas et al. 2011), sondern von einem starken Rückgang auszugehen. Ob diese positive Bestandsentwicklung in den nächsten Jahren anhält, bleibt abzuwarten. Einige Habitate der Art – wie Acker- und Industriebrachen (Fischer et al. 2020, Detzel et al. 2022) – unterliegen keinem gesetzlichen Schutz und sind daher durch Umbruch bzw. Überbauung bedroht.
Auf Grundlage genetischer Analysen von Individuen aus den Verbreitungsgebieten der beiden in Deutschland vorkommenden bisherigen Unterarten der Ringelnatter (Nominatform Natrix n. natrix und Barrenringelnatter Natrix n. helvetica) erhoben Kindler et al. (2017) diese in den Artstatus (Natrix natrix sensu stricto und Natrix helvetica). Da eine Unterscheidung beider Ringelnatterarten in der Praxis in Teilen Deutschlands aber bisher oft nicht möglich ist und separate Verbreitungsdaten nicht vorliegen, ist es nicht möglich, artspezifische Gefährdungsanalysen durchzuführen. Hinzu kommt, dass die Gesamtverbreitung von N. helvetica noch nicht klar ist und dass die Breite der westdeutschen Übergangszone, in der intermediäre Zeichnungs- und Färbungsmerkmale auf Hybridformen hinweisen (siehe Blosat et al. 2011), mehr als 150 km beträgt. Aktuelle Untersuchungen belegen zudem, dass es neben den überwiegend linksrheinischen Vorkommen der Barrenringelnatter weiträumig getrennte Vorkommen dieser Art auch in Bayern gibt (Glaw et al. 2019). Sie gehören einem abweichenden Genotyp („SüdalpenLinie“) an, dessen Verbreitung in Bayern noch unzureichend bekannt ist. Aus den genannten Gründen wird die Gefährdung von Natrix natrix und Natrix helvetica hier gemeinsam auf der Rangstufe der Superspezies bewertet. Die TK25-Q-Rasterfrequenz im Zeitraum 2000 bis 2018 beträgt 42,95 % und liegt innerhalb der Grenzen für die Einstufung in die Kriterienklasse „häufig“. Die Verbreitung in Deutschland ist sehr uneinheitlich. In Norddeutschland ist die Ringelnatter östlich der Elbe nahezu flächendeckend verbreitet. Lücken existieren nur in den nordfriesischen Marschen und den gewässerarmen Landschaften der Prignitz und des Fläming. Ebenfalls von flächendeckender Verbreitung kann man in Sachsen, im westlichen Süderbergland (Nordrhein-Westfalen), der Oberrheinebene, dem nördlichen Baden-Württemberg und dem östlichen und südlichen Bayern ausgehen. Sehr lückig ist die Verbreitung im Norddeutschen Tiefland westlich der Elbe. In der Mittelgebirgsregion von Sachsen über Thüringen bis nach Rheinland-Pfalz weist die Art Verbreitungsschwerpunkte vor allem in den Talräumen auf. Da davon auszugehen ist, dass die tatsächliche Häufigkeit (Anzahl und Größe der Vorkommen) wesentlich geringer ist als die durch die Rasterfrequenz suggerierte Häufigkeit, wurde die Ringelnatter der Kriterienklasse „mäßig häufig“ zugeordnet. Für den langfristigen Bestandstrend wird deutschlandweit ein starker Rückgang angenommen. Für den Rückgang muss vor allem der Verlust von Feuchtgebieten und Gewässern in den letzten 100 Jahren verantwortlich gemacht werden. Deutschlandweit kann für den kurzfristigen Bestandstrend von einer mäßigen Abnahme ausgegangen werden. Obwohl in einigen Gebieten die Feuchtgebietsverluste anhalten, haben Renaturierungen, Gewässerneuanlagen und Unterschutzstellungen regional zu einer Verlangsamung des Rückgangs bzw. zu Bestandszunahmen geführt. Insgesamt ergibt sich die Einstufung in die RoteListe-Kategorie „Gefährdet“. In der RL 2009 stand die Ringelnatter (i. w. S.) auf der „Vorwarnliste“. Aktuell muss sie als „Gefährdet“ eingestuft werden. Der Grund für die Veränderung ist die geänderte Einstufung der aktuellen Bestandssituation in die Kriterienklasse „mäßig häufig“ (RL 2009: „häufig“). Der kurzfristige Bestandstrend wird aktuell mit der Kriterienklasse „mäßige Abnahme“ bewertet (RL 2009: „Abnahme mäßig oder im Ausmaß unbekannt“). Diese Änderungen beruhen auf Kenntniszuwachs durch die inzwischen vorliegenden deutschlandweiten Verbreitungsdaten. Als typische Arten großflächiger Feuchtgebiete sind Ringelnattern durch den Landschaftswandel und die Intensivierung der Landwirtschaft gefährdet. Langfristig haben besonders folgende Faktoren zu ihrem Rückgang geführt: Gewässerverlust und Flurbereinigung; Melioration; Gewässerausbau; Nutzung von Gewässern für Wassersport und Erholung; Flächeninanspruchnahme durch Siedlungen und Verkehr; Zerschneidung der Landschaft durch Straßenbau. Schutzmaßnahmen müssen auf die Erhaltung und Wiederherstellung großflächiger, extensiv genutzter, strukturreicher Feuchtgebiete abzielen. Linearen Gewässerstrukturen als Vernetzungslinien kommt dabei eine große Bedeutung zu. Als vernetzende Strukturen im Landbereich sind Wegsäume, lineare Hochstaudenfluren oder ehemalige Bahndämme zu fördern und zu erhalten. Positiv haben sich die Beruhigung von Gewässerufern und die Neuanlage von Kleingewässern ausgewirkt. Die letztgenannten Maßnahmen kommen besonders den Amphibien als Nahrungsgrundlage der Ringelnattern zugute.
Die autochthonen bayerischen Vorkommen bilden zusammen mit denen im österreichischen Inntal ein vom übrigen Artareal hochgradig isoliertes Vorkommen. Dieses isolierte Teilareal ist das Ergebnis einer von den anderen deutschen Podarcis muralis-Vorkommen unabhängigen nacheiszeitlichen Einwanderung (Schulte & Franzen 2019). Sehr wahrscheinlich erfolgte die Besiedlung des Inntals in einer wärmeren nacheiszeitlichen Phase über den Reschen- oder den Brennerpass (Schmidtler et al. 2006), während der Alpenhauptkamm heute eine natürliche Barriere zwischen italienischen und österreichischen Vorkommen bildet (Schweiger et al. 2015). Genetisch gehört die Metapopulation des Inntals zur Südalpen-Linie der Unterart P. m. maculiventris. Deutschland ist für die hochgradig isolierten Vorposten in besonderem Maße verantwortlich. Als submediterrane Art ist die Mauereidechse ausschließlich in Südwestdeutschland (Baden-Württemberg, Rheinland-Pfalz, Saarland, Südhessen und südliches Nordrhein-Westfalen; Unterart: P. m. brongniardii) sowie im äußersten Südosten Bayerns einheimisch (Unterart: P. m. maculiventris-SüdalpenLinie). Darüber hinaus haben sich infolge von Verschleppungen und Aussetzungen über 110 Populationen innerhalb und außerhalb des natürlichen Areals etabliert, die neben den beiden autochthonen drei weiteren genetischen Linien (bzw. Unterarten) angehören, die in Deutschland allochthon sind: (1) P. m. maculiventris, östliche Linie, (2) P. m. muralis und (3) P. m. nigriventris (Schulte & Deichsel 2015). Bei der Gefährdungseinstufung wurden, soweit eine klare Trennung möglich war, ausschließlich die autochthonen Bestände berücksichtigt. Ihr Verbreitungsschwerpunkt liegt entlang der wärmebegünstigen Hanglagen der Weinberge und Niederwaldflächen der Flüsse Saar, Mosel, Nahe, Rhein, Lahn und Neckar. Die TK25-Q-Rasterfrequenz (Zeitraum 2000 – 2018) der autochthonen Vorkommen beträgt 4,78 % und liegt im unteren Bereich der Kriterienklasse „selten“. Unabhängig von ihrer geografischen Beschränkung bzw. Seltenheit kann die Mauereidechse dort, wo sie vorkommt, mitunter individuenreich vertreten sein (Laufer et al. 2007 b, Schulte 2008). Zur Beurteilung des langfristigen Bestandstrends sind vor allem bestandsreduzierende Auswirkungen der intensiven Flurbereinigungen in den Weinbaugebieten und der wasserbaulichen Maßnahmen (Wegfall von Kiesbänken und Abbruchkanten) sowie Bestandsförderungen durch den Ausbau des Eisenbahnnetzes und den Bau von Uferpflasterungen zu betrachten. Die vor allem in den 1970er Jahren intensivierten Rebflurbereinigungen verursachten durch die Beseitigung hunderter Kilometer alter Trockenmauern sicherlich die größten Bestandsrückgänge der Mauereidechse (Fritz 1987, Konold 2007, Laufer et al. 2007 b, Schulte 2008), sodass für den langfristigen Bestandstrend mindestens ein mäßiger Rückgang anzunehmen ist. Wegen einer Abschwächung der langfristig wirksamen Faktoren, insbesondere weil großflächige Flurbereinigungen kaum noch durchgeführt werden, wird im Zeitraum des kurzfristigen Bestandstrends deutschlandweit von stabilen Beständen ausgegangen. Insgesamt ergibt sich die Einstufung in die Rote-Liste-Kategorie „Vorwarnliste“. Es ergeben sich keine Änderungen bei der Einstufung der einzelnen Kriterien und der Rote-Liste-Kategorie. Die Mauereidechse ist vor allem durch folgende Faktoren gefährdet (siehe Laufer & Schulte 2015): Flurbereinigungen und Hangsicherungen in Weinberglagen; Verlust von Trockenmauern, Felsbereichen, Gebüschinseln und Säumen; Beschattung durch Sukzession infolge der Aufgabe des Weinbaus; Baumaßnahmen (z. B. Instandhaltungsmaßnahmen im Gleisbett der Eisenbahn, Einbau von Festbettgleisen, Lärmschutzwände) an Güterbahnhöfen und Bahndämmen; Erschließung von Brachflächen; unsachgemäße Sanierungsmaßnahmen an Ruinen, Burgen und Trockenmauern; genetische Verdrängung durch gebietsfremde genetische Linien im natürlichen Areal. Dieser Prozess ist entlang der Oberrheinebene bereits in vollem Gange (Schulte et al. 2012 c). Von besonderer Relevanz ist diese Gefährdung für die einzigen autochthonen deutschen Vorkommen der Südalpen-Linie von P. m. maculiventris in Südost-Bayern. Für eine anpassungsfähige Art wie die Mauereidechse ist es mit überschaubarem Aufwand möglich, effektive Schutzmaßnahmen durchzuführen (siehe Laufer & Schulte 2015): Erhaltung und langfristige Sicherung trockenwarmer Primärbiotope (lichte felsdurchsetzte Laubwälder, Block- und Geröllhalden sowie Trockenrasen); Wiederzulassen von Fließgewässerdynamik (Sedimentabtrag und -auflandung); Beibehaltung und Wiederaufnahme einer naturverträglichen Weinbergsbewirtschaftung (z. B. tradtionieller kleinparzelliger Terrassenweinbau); Erhaltung und Pflege brachliegender Steinbrüche, Bahndämme, Straßen- und Wegränder; Erhaltung, Freistellung und unter Berücksichtigung von Naturschutzaspekten sachgerechte Sanierung von Mauern, Burgen, Ruinen und Gleisbereichen (Wagner et al. 2015); Erhaltung der genetischen Integrität der heimischen Populationen am Nordrand des Areals: Unterlassen ungeeigneter Schutzmaßnahmen, insbesondere Umsiedlungen eingeschleppter Populationen.
Der Lebensraumtyp umfasst naturnahe oligo- bis mesotrophe, d. h. nährstoffarme bis mäßig nährstoffhaltige Stillgewässer mit einem im Jahresverlauf stark schwankenden Wasserspiegel, auf deren zeitweise trockenfallenden Gewässerböden sich spezialisierte Pflanzenarten aus den in der Bezeichnung des LRT genannten Pflanzengesellschaften angesiedelt haben. Diese Pflanzenarten sind in der Lage, innerhalb kurzer Zeit nach dem Trockenfallen des Gewässerbodens zu keimen und Samen zu bilden. Sie bauen in der Regel eine große Samenbank auf und können so auch viele ungünstige Jahre ohne Keimungs- und Wuchsmöglichkeit überdauern. Charakteristische Vertreter dieser auch als „Teichbodenflora“ bezeichneten Pflanzengruppe sind Nadelsimse ( Eleocharis acicularis ), Eiförmige Sumpfsimse ( Eleocharis ovata ), Schlammling ( Limosella aquatica ), Zypergras-Segge ( Carex bohemica ) und Tännel-Arten ( Elatine div. spec.); häufigere, aber weniger auf Gewässerböden spezialisierte Arten sind z. B. Kröten-Binse ( Juncus bufonius ) und Sumpf-Ruhrkraut ( Gnaphalium uliginosum ). Nicht alle Gewässer mit solchen Pflanzenbeständen gehören zu diesem Lebensraumtyp, da viele von ihnen, z. B. Baggerseen in Auen mit lehmigem Untergrund, durch hohe Nährstoffgehalte gekennzeichnet sind. In Hessen kommt der Lebensraumtyp zerstreut in verschiedenen Landesteilen vor, wobei es sich in den meisten Fällen um Kleingewässer handelt. Im Vogelsberg sind einige alte Teiche seit langem für ihre Teichbodenflora bekannt, in der Wetterau ist ein durch Braunkohlenabbau entstandenes Gewässer dem LRT zuzuordnen. Karte - 3130 Oligo- bis mesotrophe stehende Gewässer mit Vegetation der Littorelletea uniflorae und/oder der Isoeto-Nanojuncetea Der Lebensraumtyp umfasst oligo- bis mesotrophe, basenreiche Stillgewässer mit submersen, d. h. unter der Wasseroberfläche wachsenden Beständen von Armleuchteralgen ( Characeen ). Die Hauptvorkommen in Deutschland sind natürliche Klarwasserseen in den pleistozänen Seengebieten Nordostdeutschlands sowie im Voralpenraum. Zum LRT 3140 gehören jedoch auch anthropogen entstandene Gewässer, z. B. Abgrabungsgewässer der Flussauen, wenn sie eine entsprechende Vegetation und Wasserqualität aufweisen. Der Lebensraumtyp ist in Hessen weitgehend auf Sekundärstandorte beschränkt. Dabei lassen sich im wesentlichen zwei Gewässertypen unterscheiden: zum einen größere Abgrabungsgewässer der Flussauen, deren Verbreitungsschwerpunkt in der Oberrheinebene liegt, zum anderen Kleingewässer (Tümpel und Teiche) unterschiedlicher Entstehung und Ausprägung, z. B. Gewässer in Sand- und Kiesgruben, Steinbrüchen, angelegte Amphibiengewässer usw. Derartige Gewässer können in allen Naturräumen Hessens vorkommen, sind aber bislang erst aus wenigen Gebieten nachgewiesen. In der Regel stellen die anthropogenen Gewässer nur für einen begrenzten Zeitraum nach ihrer Entstehung geeignete Characeenlebensräume dar. Da Characeen typische Pionierbesiedler sind, werden sie im Laufe der natürlichen, mit einer Nährstoffanreicherung verbundenen Entwicklung des Gewässers von anderen Wasserpflanzen verdrängt. Karte - 3140 Oligo- bis mesotrophe kalkhaltige Gewässer mit benthischer Vegetation aus Armleuchteralgen Der Lebensraumtyp umfasst nährstoffreiche, natürliche oder anthropogene Stillgewässer mit Schwimmblatt- und Wasserpflanzenvegetation. Die Hauptvorkommen in Deutschland liegen in den eiszeitlich geprägten Landschaften im nordostdeutschen Tiefland und im Alpenvorland, wo es in großer Zahl natürlich entstandene Seen gibt. Der LRT 3150 ist der bei weitem häufigste FFH-Lebensraumtyp der Stillgewässer in Hessen. Bei der überwiegenden Mehrzahl handelt es sich um anthropogene Gewässer, während primäre Stillgewässer ausgesprochen selten sind. Im Hinblick auf die Entstehung lassen sich folgende Stillgewässertypen unterscheiden: Altarme und Altwässer in den Auen der größeren Flüsse Durch Sand- und Kiesabbau entstandene Abgrabungsgewässer (Baggerseen) Durch Abbau von Festgestein, Braunkohle, Erzen o. ä. entstandene Gewässer Teiche als künstlich angelegte, meist durch einen Bach gespeiste und in der Regel ablassbare Gewässer, hauptsächlich in den Bachtälern der Mittelgebirge. Tümpel als künstlich angelegte, in der Regel nicht ablassbare Kleingewässer, die durch Grund- oder Regenwasser bzw. oberflächlichen Zulauf gespeist werden Erdfallseen, die auf natürliche Weise durch Subrosion, also die Auslaugung von Salzen oder Gips im tieferen Untergrund mit nachfolgendem Einsturz der darüberliegenden Gesteinsschichten, entstanden sind (seltene Erscheinung in Nord- und Osthessen). Karte - 3150 Natürliche eutrophe Seen mit einer Vegetation des Magnopotamions oder Hydrocharitions Als dystroph werden Gewässer bezeichnet, die durch einen hohen Gehalt an gelösten Huminstoffen braun gefärbt sind. Dabei handelt es sich um Gewässer mit niedrigem pH-Wert und torfigem Substrat, die typischerweise in Moor- und Heidegebieten vorkommen und daher auch als Moorgewässer bezeichnet werden können. Die Hauptvorkommen in Deutschland liegen im nordostdeutschen Tiefland und im Alpenvorland. In Hessen sind dystrophe Stillgewässer bislang in mehreren Talmooren des Burgwaldes, im Roten Moor in der Rhön, im Moor bei Wehrda im Fulda-Haune-Tafelland sowie von wenigen weiteren Stellen bekannt. Ob in den Übergangsmooren des Odenwaldes und des Spessarts dystrophe Gewässer vorkommen, bedarf noch der Überprüfung. In der Regel stehen die dystrophen Gewässer in enger räumlicher Verbindung zur eigentlichen Moorvegetation (LRT 7140 bzw. 7120), zu der oft fließende Übergänge ausgebildet sind. Die Moorgewässer sind z. T. nahezu vegetationsfrei, z. T. werden sie von flutenden Torfmoos-( Sphagnum -)Rasen sowie dem Wassermoos Drepanocladus fluitans , von Decken der Zwiebel-Binse (J uncus bulbosus ), Sauergräsern wie Carex rostrata und Eriophorum angustifolium sowie Wasserstern ( Callitriche spec.) oder Wasserschlauch ( Utricularia australis ) besiedelt. Karte - 3160 Dystrophe Seen und Teiche Zum Lebensraumtyp Gipskarstseen gehören permanent wasserführende Karstseen und Karst-Tümpelquellen in Gipskarstgebieten mit Wasserspiegelschwankungen und hohen Konzentrationen von gelöstem Gips (Calcium- und Sulfat-Ionen). Um festzustellen, ob es sich um den LRT handelt, sind chemische Wasseranalysen erforderlich. Eine thermische und/oder chemische Schichtung des Wassers kann vorhanden sein, manchmal entwickeln sich Matten von grünen und purpurfarbenen Schwefelbakterien. Gipskarstseen kommen natürlicherweise in Erdfällen oder Dolinen vor. Auch naturnah entwickelte Gipskarst-Stillgewässer, die auf Bergbau zurückgehen, sind im LRT eingeschlossen. Es können verschiedene Wasserpflanzen wie zum Beispiel Laichkräuter (Potamogeton spec.), Wasserlinsen (Lemna spec.) oder Armleuchteralgen vorkommen oder auch mit Röhrichten bewachsene Verlandungsbereiche, sie sind aber nicht Bedingung für diesen LRT. In Hessen sind bisher zwei Gipskarstseen bekannt: Der „See bei Cornberg“ in einem stillgelegten Sandsteinbruch und der „Grüne See“ bei Witzenhausen-Hundelshausen, ein nach Gipsabbau entstandenes Gewässer, das als Badesee genutzt wird. Karte - 3190 Gipskarstseen Der Lebensraumtyp umfasst natürliche oder naturnahe Fließgewässer mit Vegetation aus flutenden Wasserpflanzen oder aus typischen Wassermoosen; die Definition ist insofern weiter gefasst als die offizielle Bezeichnung und schließt auch kleine Fließgewässer (Bäche) der Mittelgebirge ein. Fließgewässer des LRT 3260 sind in ganz Deutschland verbreitet. Auch in Hessen kommen Fließgewässer mit flutender Wasservegetation fast im ganzen Land vor; einige Lücken gibt es im Rhein-Main-Tiefland, in dem naturnahe Gewässer im Vergleich zu den Mittelgebirgen deutlich seltener sind. In den kleinen Mittelgebirgsbächen besteht die kennzeichnende Vegetation oft ausschließlich aus Moosen, während flutende Arten der höheren Pflanzen wie Wasserhahnenfuß ( Ranunculus , Untergattung Batrachium ), Laichkräuter ( Potamogeton spec.) und Wasserstern ( Callitriche spec.) ihren Schwerpunkt in Tieflandsbächen und Flüssen haben. Karte - 3260 Flüsse der planaren bis montanen Stufe mit Vegetation des Ranunculion fluitantis und des Callitricho-Batrachion Zeitweilig trockenfallende Schlammbänke sind ein typisches Habitat von naturnahen Flüssen, das durch die Um- und Ablagerung von Sedimenten im Flussbett immer wieder neu entstehen kann. In den überwiegend regulierten Flüssen Mitteleuropas ist die natürliche Dynamik allerdings stark eingeschränkt, und Schlammbänke entstehen zu einem großen Teil im Schutz von Leitwerken, in Altarmen und Buchten infolge der hier herabgesetzten Strömungsgeschwindigkeit. Verbreitungsschwerpunkte des LRT 3270 in Deutschland sind Rhein, Elbe und Oder. In Hessen liegt der größte Teil der Vorkommen am Rhein und seinen Altarmen. Die meist im Hoch- oder Spätsommer trockenfallenden Schlammbänke werden von spezialisierten Pflanzenarten besiedelt, z. B. von Zweizahn-Arten ( Bidens div. spec.), Rotem Gänsefuß ( Chenopodium rubrum ), Braunem Zypergras ( Cyperus fuscus ), Schlammling ( Limosella aquatica ), Wasserkresse ( Rorippa amphibia ) und Strand-Ampfer ( Rumex maritimus ). Karte - 3270 Flüsse mit Schlammbänken mit Vegetation des Chenopodion rubri p.p. und des Bidention p.p. Der Lebensraumtyp umfasst Hochstaudensäume an Bächen und Flüssen sowie an feuchten Waldrändern. Die Vegetation kann je nach Standort sehr unterschiedlich sein: An kleineren Bächen entwickeln sich häufig buntblühende Säume mit Mädesüß ( Filipendula ulmaria ), Wolfstrapp ( Lycopus europaeus ), Blutweiderich ( Lythrum salicari a) und Gilbweiderich ( Lysimachia vulgaris ) als typischen und häufigen Arten, an größeren Fließgewässern hochwüchsige Staudensäume mit Knollen-Kälberkropf ( Chaerophyllum bulbosum ), Zaunwinde ( Calystegia sepium ), Filziger Klette ( Arctium tomentosum ) und nährstoffliebenden Arten der ruderalen Staudenfluren wie Brennessel ( Urtica dioica ) und Kletten-Labkraut ( Galium aparine ). Für halbschattige, feuchte Waldränder sind die typischen Arten z. B. Wasserdost ( Eupatorium cannabinum ), Arznei-Baldrian ( Valeriana officinalis agg.), Wald-Engelwurz ( Angelica sylvestris ) und Knoblauchsrauke ( Alliaria petiolata ). In montanen Lagen kommen auch seltenere Pflanzenarten in den feuchten Hochstaudensäumen vor, z. B. Eisenhut-Arten ( Aconitum div. spec.), Platanenblättriger Hahnenfuß ( Ranunculus platanifolius ) und Weiße Pestwurz ( Petasites albus ). Feuchte Hochstaudensäume sind in allen Naturräumen Hessens verbreitet. Karte - 6430 Feuchte Hochstaudenfluren der planaren und montanen bis alpinen Stufe Zu dem Lebensraumtyp zählen Quellen und Quellbäche mit kalkhaltigem, sauerstoffreichem Wasser, bei denen eine Kalktuff-Bildung, d. h. Ausfällung von porösem Kalk in der unmittelbaren Umgebung des Quellwasseraustritts bzw. im angrenzenden Bachlauf erkennbar ist. Typischerweise weisen solche Quellen und Quellbäche eine Vegetation aus dichten Moospolstern auf, bei denen die Moospflanzen mit Kalk verkrustet sind. Charakteristisch sind insbesondere Starknervmoose ( Cratoneuron commutatum , Cratoneuron filicinum ), nach denen die auch in der offiziellen Bezeichnung des LRT wiedergegebene Pflanzengesellschaft - Cratoneurion - benannt ist. In stark beschatteten Kalktuffquellen kann eine derartige Vegetation aber auch weitgehend fehlen. In Hessen sind Kalktuffquellen seltene Lebensräume und im wesentlichen auf die Kalkgebiete Nord- und Osthessens beschränkt (Ringgau, Werragebiet, Meißnervorland, Rhön, Diemeltal, Ederseeregion, Schlüchterner Becken). Einzelne Vorkommen sind aus dem Vogelsberg und dem Lahntal bekannt. Karte - 7220 Kalktuffquellen (Cratoneurion) Detlef Mahn Tel.: 0641-200095 55
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