Urwälder, Natur- und Wirtschaftswälder im Kontext von Biodiversitäts- und Klimaschutz. Teil 1: Funktionen für die biologische Vielfalt und als Kohlenstoffsenke und -speicher

Abstract

Die Diskussion um die Nutzung von Wäldern im Spannungsfeld von Holzproduktion, ihrem Beitrag zum Klimaschutz und der Verpflichtung zum Schutz der Biodiversität von Waldökosystemen wird mit Schärfe geführt. Es werden dabei auch Klimaschutzargumente bemüht, um Anliegen des Biodiversitätsschutzes zu diskreditieren. Manche der angeführten Argumente basieren auf einer fragwürdigen Datenbasis und -interpretation. In der Gemengelage geht es nicht nur um den Umgang mit Forderungen zu mehr Flächenstilllegungen von Wirtschaftswäldern und den Schutz von Naturwäldern in Deutschland, es droht auch der Verlust der letzten großflächigen europäischen temperaten Urwälder, die alle im Karpatenbogen liegen. Ursächliche Faktoren sind die intensive und zunehmende Holznutzung, ein unzureichender politischer Wille und ein zu geringes nationales und europäisches Engagement für den Schutz dieses Weltnaturerbes. Urwälder und Naturwälder sind in den EU-Mitgliedsstaaten auf weniger als 3 % der Gesamtwaldfläche erhalten geblieben; hunderttausende Hektar europäischer Urwälder gingen allein in den vergangenen zehn Jahren verloren.

In diesem zweiteiligen Aufsatz diskutieren wir Argumente zu den Themenkomplexen (1) Biodiversität und Forstwirtschaft, (2) CO2-Speicher- und -Senkenleistung genutzter und ungenutzter Wälder und (3) Klimaschutzwirkung der energetischen Holznutzung vor dem Hintergrund aktueller klimapolitischer Entscheidungen der EU und der Bundesregierung. Der vorliegende erste Teil befasst sich mit dem Vorkommen von Ur- und Naturwäldern in Europa und widerlegt die These, diese könnten keinen wichtigen Beitrag zum Biodiversitätsschutz leisten. Außerdem wird der Beitrag von Urwäldern, Naturwäldern und Wirtschaftswäldern für den Klimaschutz vergleichend bewertet.

Full text

und Landschaftsplanung
Zeitschrift für angewandte Ökologie
Band 53, Heft 12 | Dezember 2021 | www.nul-online.de
URWALD, NATUR- UND NUTZWÄLDER –
welche Beiträge leisten sie für Biodiversität
und Klimaschutz? I ALLEEN – Lebensraum
für
gefährdete Käfer- und Flechtenarten

Originalarbeit
1 Einleitung
In den vergangenen Jahren wurden zahlrei-
che Arbeiten publiziert, die sich mit der Ge-
genüberstellung von Ökosystemleistungen
von Wirtschaftswäldern mit denen von Ur-
wäldern oder seit vielen Jahren unbewirt-
schafteten, naturnahen ehemaligen Wirt-
schaftswäldern (im Folgenden als Naturwäl-
der bezeichnet) befassen (siehe auch Box 1).
Während Studien in tropischen und borealen
Wäldern mit zunehmender Waldnutzung
meist deutliche Rückgänge der waldtypi-
schen Biodiversität festgestellt haben (unter
anderem Alroya 2017, FAO & UNEP 2020,
Giam 2017, Pyles et al. 2018), kommen im
Weiteren vorgestellte Studien in temperaten
Wäldern zu teils abweichenden Ergebnissen
(unter anderem Schulze 2018, Dieler et al.
2017, Schall et al. 2020). Diese lassen sich im
Wesentlichen in den folgenden Schlussfolge-
rungen zusammenfassen:
(1) Urwälder und Naturwälder würden bei
den jeweils untersuchten Taxa eine geringere
Biodiversität als Wirtschaftswälder zeigen
und hätten deshalb für den Naturschutz kei-
ne besondere Bedeutung.
(2) Der Nutzungsverzicht in Urwäldern
und Naturwäldern sei für den Klimaschutz
nachteilig, weil nur die Holznutzung ent-
scheidend zur Reduktion von Treibhausgas-
emissionen beitragen würde.
Vor allem im Rahmen klimapolitischer
Handlungsempfehlungen ist diese Thematik
von hoher Relevanz und bedarf einer ganz-
heitlichen wissenschaftlichen Betrachtung.
Wir sehen unseren Aufsatz als Diskursbeitrag
zu aktuell wichtigen politischen Diskussio-
nen und Weichenstellungen in der Natur-
und Klimaschutzpolitik:
Urwälder, Natur- und Wirtschaftswälder im
Kontext von Biodiversitäts- und Klimaschutz
Teil 1: Funktionen für die biologische Vielfalt und als Kohlenstoffsenke und -speicher
Von Rainer Luick, Klaus Hennenberg, Christoph Leuschner, Manfred Grossmann, Eckhard Jedicke,
Nicolas Schoof und Thomas Waldenspuhl
Eingereicht am 12. 03. 2021, angenommen am 16. 10. 2021
This article is also available in English: www.nul-online.de, Webcode NuL5974.
Die Diskussion um die Nutzung von Wäldern im Spannungsfeld von
Holzproduktion, ihrem Beitrag zum Klimaschutz und der Verpflichtung
zum Schutz der Biodiversität von Waldökosystemen wird mit Schärfe
geführt. Es werden dabei auch Klimaschutzargumente bemüht, um
Anliegen des Biodiversitätsschutzes zu diskreditieren. Manche der an-
geführten Argumente basieren auf einer fragwürdigen Datenbasis und
-interpretation. In der Gemengelage geht es nicht nur um den Umgang
mit Forderungen zu mehr Flächenstilllegungen von Wirtschaftswäldern
und den Schutz von Naturwäldern in Deutschland, es droht auch der
Verlust der letzten großflächigen europäischen temperaten Urwälder,
die alle im Karpatenbogen liegen. Ursächliche Faktoren sind die inten-
sive und zunehmende Holznutzung, ein unzureichender politischer
Wille und ein zu geringes nationales und europäisches Engagement für
den Schutz dieses Weltnaturerbes. Urwälder und Naturwälder sind in
den EU-Mitgliedsstaaten auf weniger als 3 % der Gesamtwaldfläche
erhalten geblieben; hunderttausende Hektar europäischer Urwälder
gingen allein in den vergangenen zehn Jahren verloren.
In diesem zweiteiligen Aufsatz diskutieren wir Argumente zu den
Themenkomplexen (1) Biodiversität und Forstwirtschaft, (2) CO2-Spei-
cher- und -Senkenleistung genutzter und ungenutzter Wälder und (3)
Klimaschutzwirkung der energetischen Holznutzung vor dem Hinter-
grund aktueller klimapolitischer Entscheidungen der EU und der Bun-
desregierung. Der vorliegende erste Teil befasst sich mit dem Vorkom-
men von Ur- und Naturwäldern in Europa und widerlegt die These, diese
könnten keinen wichtigen Beitrag zum Biodiversitätsschutz leisten.
Außerdem wird der Beitrag von Urwäldern, Naturwäldern und Wirt-
schaftswäldern mit dem Klimaschutz vergleichend bewertet.
Ancient forests, natural forests, and commercial forests in the context of
the biodiversity debate and climate protection
Part 1: Functions for biodiversity and as a carbon sink and carbon store
There are heated arguments about the use of forests in the debate about
wood production, contributing to climate protection, and the obligation
to protect the biodiversity of forest ecosystems. Climate protection ar-
guments are also used to discredit biodiversity protection concerns. Some
of the arguments presented are based on questionable data and misin-
terpretation of the data. This complex situation is not only about dealing
with demands to set-aside more commercial forests and the protection
of natural forests in Germany; there is also for example, the threat of the
loss of the last large-scale European temperate ancient forests, all of
which are in the Carpathian Arc. Causal factors are the intensive and in-
creasing use of wood, lack of political will, and insufficient national and
European commitment to the protection of this World Natural Heritage
Site. Ancient and natural forests are preserved on less than 3% of the
total forest area in EU member states; hundreds of thousands of hectares
of European ancient forests have been lost in the past ten years alone.
In this two-part essay, we discuss arguments on the topics of (1) bi-
odiversity and forestry, (2) the CO2 storage and sink performance of used
and unused forests, and (3) the climate change impact of the use of
wood for energy against the background of current climate policy
decisions from the EU and the federal government. The first part, pre-
sented here, deals with the occurrence of ancient and natural forests in
Europe and refutes the thesis that they cannot make an important
contribution to biodiversity protection. Furthermore, the contribution
of ancient forests, natural forests, and commercial forests is assessed
in relation to climate protection.
Abstracts
12 NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung | 53 (12) | 2021
Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01

Originalarbeit
Box 1: Was sind Urwälder, was sind Naturwälder?
Definitionen nach Barredo et al. (2021), Biris¸
& Veen (2005), Buchwald (2005), Commar-
mot et al. (2013), Fanta (2005), Sabatini et
al. (2021), Wirth et al. (2009)
Vor allem in der englischsprachigen wissen-
schaftlichen Literatur wird der deutsche Ur-
waldbegriff – synonym Primärwald – mit
einer großen Zahl sinngleicher Termini um-
schrieben (intact, mature, natural, primary,
primeval, undisturbed, untouched, virgin).
Einig keit besteht dort in der definitorischen
Beschreibung: Ein Urwald ist ein großflächi-
ges Waldökosystem, für das keine direkten
menschlichen Eingriffe bekannt sind und
die Zusammensetzung der natürlichen Le-
bensgemeinschaften und die waldtypi-
schen Prozesse nie signifikant verändert
wurden. Ein Urwald besteht aus standorts-
und biogeografisch typischen Baum- und
Straucharten in ihren verschiedenen Le-
benszyklusstadien. Typisch sind große Vor-
räte an Totholz in unterschiedlichen Quali-
täten (stehend, liegend, jung, alt et cetera)
und eine meist komplexe vertikale und ho-
rizontale Waldstruktur als Ergebnis unge-
störter natürlicher Dynamik.
Da es in Deutschland und in Mitteleuropa
schon lange keine Urwälder mehr gibt, die-
nen bei vergleichenden Untersuchungen
von Waldökosystemen oft mehr oder weni-
ger lange unbewirtschaftete (oder nur ge-
ringe Nutzungsspuren aufweisende) natur-
nahe Wälder als Referenz: Nach Vandekerk-
hove et al. (2007) und Commarmot et al.
(2013) werden diese als Naturwälder be-
zeichnet. Umschreibende englische Begriffe
sind ancient, near-virgin, old-growth, quasi-
virgin oder widely undisturbed.
Naturwälder gingen aus Naturverjün-
gung hervor und haben sich lange Zeit
ohne Eingriffe des Menschen entwickelt
(Abb. 1). Im Gegensatz zu Urwäldern zeigen
sie bis heute dokumentierbare Nutzungs-
einflüsse. Naturwälder weisen jene (Baum-)
Arten auf, die in der natürlichen Pflanzenge-
sellschaft am jeweiligen Standort vorkom-
men würden. Sie durchleben den natürli-
chen Entwicklungszyklus bis zur Zerfalls-
phase, haben aber, abhängig von der Länge
der nutzungsfreien Periode, ein noch un-
vollständiges Inventar an urwaldtypischen
Strukturen und Entwicklungsstadien. Na-
turwälder können über lange Zeithorizonte
Urwäldern sehr ähnlich werden; in stö-
rungsreichen Landschaften (etwa Auen)
kann dieser Prozess auch relativ schnell ver-
laufen. Die Basis für die Idee zur Auswei-
sung von Naturwäldern, also aus der Nut-
zung genommenen Wäldern, denen dezi-
diert Forschungsaufgaben zugeordnet sind,
wurde unter dem Terminus Naturwaldreser-
vate bereits in den 1930er-Jahren von Hes-
mer (1934) und Hueck (1937) angelegt.
Schon die Definitionsfindung der eigent-
lich hinreichend gut abgrenzbaren typologi-
schen Begriffe Urwald und Naturwald ist im
politischen Kontext Gegenstand intensiver
und kontroverser Debatten. In einer aktuel-
len Studie des Europäischen Forstinstituts
(European Forest Institute, EFI) wird dazu
ausgeführt, dass der Schutz der verbliebe-
nen europäischen Urwälder und Naturwäl-
der schwierig sei, da es keine klaren und
eindeutigen terminologischen Festlegun-
gen und Abgrenzungen gebe. Den termino-
logischen Diskrepanzen geschuldet sei auch
das lückige und inkonsistente Daten- und
Kartenmaterial zu diesen Kategorien. Somit
sei auch die Anwendung in der politischen
Umsetzung und der praktischen Beratung
schwierig (O’Brien et al. 2021). Auch im Ent-
wurf der Forststrategie „post 2020“ der EU
wird erwähnt, dass es zum Inhalt der Termi-
ni Urwald und Naturwald noch keine ab-
schließende Verständigung gibt (EU 2021 ).
Diese andauernde terminologische Fin-
dungsphase wird von einem fortschreiten-
den Einschlag der verbliebenen Urwälder
und Naturwälder begleitet.
Bild: Rüdiger Biehl, Nationalparkverwaltung Hainich (2002)
Abb. 1: Alte, totholz-
und vorratsreiche Buchen-
wälder sind typisch für
den Nationalpark Hainich.
Die nährstof freichen
Böden auf Muschelkalk
führen zu hohen Zu-
wächsen.
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DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01 Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern

Originalarbeit
(1) Auf EU-Ebene laufen intensive und kon-
troverse Diskussionen über die instrumentel-
le Ausgestaltung der neuen EU-Biodiversi-
tätsstrategie.
(2) Die EU-Klimaschutzziele zur Erreichung
des Pariser Klimavertrages erfordern Anpas-
sungen der dafür vorgesehenen Instrumente.
(3) Auch die jüngste Entscheidung des
Bundesverfassungsgerichtes, welche zentra-
le Teile des deutschen Klimaschutzgesetzes
von 2019 für verfassungswidrig erklärt hat
und die Vorsorgepflicht für zukünftige Gene-
rationen betont, erfordern Änderungen von
Rechtsnormen und Neujustierungen politi-
scher Instrumente.
2 Hintergrund – wo gibt es noch
Urwälder in Europa?
Nach einer Bilanzierung von Forest Europe
(2020) hat Europa inklusive der osteuropäi-
schen Länder und des europäischen Teils
von Russland circa 227 Mio. ha Wälder; das
sind 33 % der Landfläche. Lediglich etwa
4,6 Mio. ha (2,2 %) der europäischen Wälder
werden noch als Urwälder oder als Natur-
wälder charakterisiert; davon liegen circa
3,6 Mio. ha in der EU (2,4 %). Fünf Jahre
zuvor waren in der Forest Europe Studie
(2015) noch 7,3 Mio. ha (3,3 %) der europäi-
schen Wälder als Urwälder oder Naturwälder
klassifiziert; das würde einen Rückgang um
2,7 Mio. ha (etwa 40 %) zwischen den bei-
den Berichtsperioden bedeuten. Wir vermu-
ten, dass sich dieser massive Rückgang
nicht nur durch reale neue flächenhafte
Nutzungen und damit Verluste erklärt, son-
dern auch statistische Effekte umfasst. So
werden in den rumänischen Karpaten bei-
spielsweise Urwälder und Naturwälder, weil
politisch so gewollt, großflächig definito-
risch abqualifiziert, um sie dann zur Nut-
zung freigeben zu können (Luick 2021, Luick
et al. 2021).
Zum tatsächlichen Zustand und zur exak-
ten Lage der noch vorhandenen Urwälder
und Naturwälder Europas ist noch relativ we-
nig bekannt. Dies macht auch die Studie von
Sabatini et al. (2018) deutlich. Danach gibt
es in Europa (ohne Russland) schätzungs-
weise noch circa 1,4 Mio. ha Urwälder; davon
Bild: Raine r Luick (2016)
Abb. 2: Urwälder haben
vielfältige und im Detail
faszinierende Merkmale,
wie hier im Nationalpark
„Parcul Nat¸ional Semenic
– Cheile Carasului“, kurz
Semenic. Dazu gehören
Methusalembäume, also
mächtige und oft mehrere
hundert Jahre alte Baum-
riesen. In dichten und sehr
alten Beständen können
pro ha Holzvorräte von
1.000 m3 (Vorratsfestme-
ter) und mehr gemessen
werden. Gleich daneben
kann aber auch schon ein
Verjüngungsbestand von
kaum mehr als 100 m3
stehen. Dazu addiert sich
noch das Totholz.
Abb. 3: Nach dem EU-Beitritt Rumäniens 2007 haben die großflächigen Kahlschläge in den rumänischen
Karpaten dramatisch zugenommen; selbst in Regionen mit Urwäldern und in ausgewiesenen Schutz-
gebieten wie Nationalparks und Natura-2000-Gebieten. Das Bild zeigt einen Bereich aus dem südlichen
Faga˘ ra˘ s -Gebirge, Gemeinde Nucsoara. Dort wurden in kürzester Zeit mehrere tausend ha großflächiger Ur-
wälder im Kahlhieb abgetrieben, auch in ökoklogisch sensiblen Steillagen.
Bild: Christoph Promberger/Fundatia Conservation Carpathia (2015)
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Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01

Originalarbeit
sind etwa 1,1 Mio. ha boreale Wälder, etwa
0,2 Mio. ha montane Buchen- und Buchen-
Tannenwälder und etwa 0,07 Mio. ha sub-
alpine Nadelwälder der temperaten Zone.
Das wären etwas über 0,6 % der Gesamt-
waldfläche. In Deutschland gibt es schon
lange keinen Urwald mehr.
Eine Studie des Joint Research Centre (JRC)
der EU zur Existenz von Urwäldern und Natur-
wäldern in den EU-Ländern ermittelte, dass
diese zusammen weniger als 3 % der Gesamt
-
waldfläche ausmachen und zudem über-
wiegend kleinflächig und fragmentiert sind
(Barredo et al. 2021). In einer weiteren Analy-
se wird von Sabatini et al. (2020) bilanziert,
dass für sechs der differenzierten 54 europäi-
schen Waldtypen bereits keinerlei Urwald-
Referenzflächen mehr existieren und dass es
für 70 % der Waldtypen weniger als 1 % Flä-
chenanteile an Urwald-Referenzflächen gibt.
Bezogen auf diesen sehr geringen Anteil
und ohne Berücksichtigung der borealen Ur-
waldgebiete in den nördlichen Regionen
Skandinaviens und des europäischen Anteils
von Russland liegen circa 80 % der tempera-
ten Urwälder Europas im Karpatenbogen in
der Ukraine, in Rumänien und der Slowakei
(Abb. 2). In der EU besitzt kein Mitgliedstaat
so viele temperate, laubholzgeprägte Urwäl-
der wie Rumänien. Nach aktuellen Schätzun-
gen sind dies etwa zwei Drittel der verbliebe-
nen temperaten Urwälder; doch auch in Ru-
mänien sind es nur noch 0,5 bis maximal
1 % der Gesamtwaldfläche und sie nehmen
weiter ab (Biris¸ 2017, Luick 2021, Luick et al.
2021). Allein im Zeitraum 2001–2019 hat Ru-
mänen nach einer Studie von Global Forest
Watch (2020) etwa 350.000 ha Urwälder und
Naturwälder durch illegale und auch legale
Nutzung verloren. Großflächige Kahlhiebe
finden selbst in streng geschützten Schutz-
gebieten wie Nationalparken und Natura-
2000-Gebieten statt (Luick et al. 2021); siehe
Box 2 und Abb. 3, 4a–c).
3 Das Konstrukt „Urwälder und
Naturwälder leisten aufgrund
einer geringen Biodiversität
keinen wichtigen Beitrag zum
Biodiversitätsschutz“
Zum Vergleich der Biodiversität von bewirt-
schafteten mit unbewirtschafteten europäi-
schen Wäldern (Ur- und Naturwälder) wird oft
auf die Metastudie von Paillet et al. (2010) Be-
zug genommen. Darin werden unter anderem
auch Vergleichsuntersuchungen in mitteleu-
ropäischen Laubwäldern zusammengefasst,
Abb. 4 a–c: Die Bilderserie zeigt Eindrücke von großflächigen Kahlhieben in den zentralen südlichen Karpaten
(Iezer-Pa˘ pus¸ a-Gebirge, Valea Rea und Valea Zârna); es sind alles Teilgebiete des Natura-2000-Gebietes
Munt¸ ii Faga˘ ra˘ s . Die Abgeschiedenheit vieler Täler macht es möglich, dass derar tige Eingriffe für die
Öffentlichkeit im Grunde fast unbemerkt bleiben. Nach dem Vergleich von Satellitenbildern haben dies e
mehrere hunder t Hektar umfassenden Kahlhiebe im Zeitraum 2009–2012 stattgefunden. Vermutlich
waren es mehrere hundert Jahre alte Wälder, zumindest also sehr strukturreiche Naturwälder. Dafür spre-
chen auch die dendrochronologischen Einschätzungen der noch sichtbaren Stümpfe. Es gibt nach unseren
Recherchen auch keinerlei Hinweise auf frühere forstliche Nutzungen in dieser schwer zugänglichen Region.
Wiederaufforstungen sind nicht festzustellen.
Bilder: Io n Holban (2020)
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DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01 Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern

Originalarbeit
die in forstlich genutzten Wäldern eine höhe-
re Gefäßpflanzendiversität als in ungenutz-
ten Wäldern gefunden haben. In einer sekto-
ralen Interpretation hat sich daraus das Nar-
rativ etabliert, Ur- und Naturwälder würden
eine generell geringere -Biodiver si tät aufwei-
sen als Wirtschaftswälder (siehe auch Box 3).
Es ist durchaus interessant und sinnvoll,
unter schiedlich genutzte Wälder hinsichtlich
ihrer Ökosystemleistungen, wozu auch die
biologische Vielfalt gestellt werden kann, zu
vergleichen. Problematisch sind dagegen da-
raus abgeleitete Wertungen, nach denen
(1) die aus Naturschutzsicht erwünschte
hohe Biodiversität von der forstlichen Be-
wirtschaftung prinzipiell profitiere, diese so-
gar Voraussetzung sei;
(2) Wirtschaftswälder per se eine ebenso
hohe oder gar höhere naturschutzfachliche
Wertigkeit als Ur- oder Naturwälder aufwei-
sen würden;
(3) die Ausweisung von neuen Schutzge-
bieten (unter anderem Wildnis- und Prozess-
schutzgebieten) nicht notwendig und auch
abzulehnen sei (unter anderem Dieter 2021,
Dieter et al. 2020, Schulze et al. 2014, Schul-
ze 2018, Walentowski et al. 2013).
Box 2: Die Bedeutung der letzten Urwälder und Naturwälder in den Karpaten
Es kann durchaus sein, dass das Holz eines
Billigregals in einem deutschen Möbelge-
schäft oder Latten und Bretter in einem be-
liebigen Baumarkt aus rumänischen, slowa-
kischen oder ukrainischen Bergfichtenur-
wäldern (Abb. 5) stammen. Sogar Scheit-
holz, Holzpellets oder Holzbriketts, die in
Säcken, Containern und auf Paletten in vie-
len Baumärkten und auch im Internethan-
del angeboten werden, weisen über die Eti-
ketten oft auf Herkünfte aus Osteuropa hin.
Nicht selten werden diese Produkte aus
Hunderte Jahre alten Baumriesen herge-
stellt. Die enorme globale Nachfrage nach
Verpackungsmaterialien durch den rasant
wachsenden Internethandel, sogenannte
„fresh&tasty-Verpackungen“ und scheinbar
nachhaltige holzbasierte Substitute für bis-
her aus Plastik hergestellte Verpackungs-
und Transportmaterialien sind weitere Trei-
ber und erhöhen den Druck zur Erschlie-
ßung günstiger Holzressourcen.
Die ökonomische Erfolgsformel heißt:
billige Ressourcen, weil billige Arbeitskräfte
und geringe Konzessionsabgaben und
Pachten bei hohen Holzvolumina pro Flä-
cheneinheit, geringe Auflagen für Arbeitssi-
cherheit und korrumpierbare Gesellschafts-
strukturen. Das garantiert auf unseren
Märkten hohe Profite und erklärt, warum
sich um den Karpatenbogen in den vergan-
genen Jahren zahlreiche international agie-
rende Konzerne mit großen Werken, die ge-
waltige Einschnitt- und Verarbeitungskapa-
zitäten haben, angesiedelt haben. Alle wei-
sen eine Gemeinsamkeit auf: einen hohen
und weiter steigenden Bedarf an Holz als
Rohstoff (siehe Luick et al. 2021).
In allen Ländern der Karpatenregion (Po-
len, Rumänien, Slowakei und Ukraine) er-
klärt sich so der massive Nutzungsdruck
auf die letzten Urwälder und Naturwälder
bis hin zur großflächigen Abholzung. Das
betrifft sogar wichtige Schutzgebietskate
-
gorien wie UNESCO-Weltnaturerbegebiete,
Nationalparke und Natura-2000-Gebiete.
Auch Deutschland ist als Importeur, Verar-
beiter und dann Exporteur von solchem
Holz und holzbasierten Produkten mitver-
antwortlich für den Nutzungsdruck auf die-
se Wälder. Damit sind wir auch als Konsu-
menten angesprochen. Gleichzeitig könnte
die deutsche Politik Hilfestellungen geben,
um dieses Naturerbe aufgrund seiner gro-
ßen Bedeutung für die biologische Vielfalt
dauerhaft zu erhalten.
Es lässt sich durchaus eine ethische, wis-
senschaftliche und sogar auf Eigennutz ba-
sierende Verpflichtung begründen, um die
letzten Vorkommen großflächiger (europä-
ischer) Urwälder zu schützen. Vier wichtige
Gründe stützen diese These:
(1) Urwälder sind zivilisatorisch nicht
direkt beeinflusste Orte (Ökosysteme), wel-
che für die Anpassungsfähigkeit von Wäl-
dern wichtige Genreserven bewahren. Hier
ist die innerartliche Variabilität, wie sie sich
über sehr lange Zeiträume differenzieren
konnte, von nutzungsorientierter Selek-
tion unangetastet geblieben. Dies gilt auch
für artspezifische Anpassungsprozesse an
abio tische und biotische Umweltfaktoren
ohne Beeinflussung durch anthropogene
Selektion. Die Existenz genetisch diverser
Populationen hat angesichts des Klima-
wandels und der Suche nach klimaadap-
tiven Baumarten und Provenienzen eine
herausragende Bedeutung. Buchen- und
Tannen urwälder gibt es in den Karpaten
über einen weiten Standorts- und Klimagra-
dienten; manche Begleitarten werden als
Tertiärrelikte eingestuft. Die genetische Di-
versität und damit auch das Potenzial für
eine „klimaadaptive“ evolutionäre Weiter-
entwicklung dieser Arten ist in Regionen, in
die sie erst nacheiszeitlich und über große
Entfernungen eingewandert sind (wie etwa
in die heutigen Verbreitungsgebiete in
Deutsch land), deutlich geringer als in ihren
periglazialen Refugialgebieten.
(2) Urwälder sind in ihrer zeitlichen und
räumlichen Dynamik Refugial- und Quell-
biotope für hoch spezialisierte Arten, die
auf langfristig konstante Habitatrequisiten
und Umfeldbedingungen angewiesen sind,
welche es in dieser Qualität nur in Ur-
wäldern gibt (zum Beispiel anspruchsvolle
Xylobionten unter den Pilzen, Flechten,
Käfern, Hymenopteren und Dipteren). Nur
in großflächigen Urwäldern gibt es die not-
wendige lange Habitatkontinuität und
damit die entsprechenden Strukturen und
Prozesse, die mit der Reife- und Altersphase
der Bäume korrelieren.
(3) Urwälder sind selten gewordene Lern-
orte für Prinzipien und Erkenntnisse, die
auch eine große praktische und damit öko-
nomische Relevanz für bewirtschaftete
Waldökosysteme haben. Aus der Urwald-
forschung stammen praxisorientierte Aus-
sagen zu Schwellenwerten für eine Min-
destausstattung mit Totholz, Habitat-
bäumen, Uraltbäumen, Störungsflächen
und Kleinstrukturen zur Erreichung einer
waldspezifischen Artenvielfalt in Wirt-
schaftswäldern. Sie sind unverzichtbare
Referenzobjekte für die Entwicklung von
Konzepten einer nachhaltigen Waldbewirt-
schaftung.
(4) Urwälder sind Referenzsysteme und
wichtige Forschungslabore, in denen lang-
fristig wirksame Trends von Umweltver-
änderungen dokumentiert und analysiert
werden können, ohne dass diese von
Managementzyklen überlagert werden. Sie
sind auch Referenzsysteme für eine natür-
liche Waldentwicklung im Vergleich mit
Wirtschaftswäldern und dienen somit zur
Orientierung für eine adaptive Waldbewirt-
schaftung durch iterative Entwicklung von
Anpassungs- und Mitigationsstrategien im
Klimawandel.
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Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01

Originalarbeit
Vergleichende Studien zur Biodiversität
mitteleuropäischer Waldökosysteme sind
damit konfrontiert, dass im Grunde nahezu
alle Wälder eine jahrhundertealte Nutzungs-
geschichte haben. So sind mögliche Refe-
renzsysteme naturgemäß keine Urwälder,
sondern allenfalls Naturwälder. In diesem
Kontext spielt das Waldgebiet des Hainich in
Thüringen und dort vor allem der National-
park Hainich eine zentrale Rolle (Abb. 6). Der
Hainich ist Reallabor zahlreicher Studien; un-
ter anderem auch für das Projekt „Biodiversi-
tätsexploratorien in Deutschland“ (siehe
auch Abschnitt 4 und Box 3).
Der Hainich ist mit 130 km2 Fläche das
größte zusammenhängende Laubwaldgebiet
Deutschlands. Sein Südteil mit 75 km2 Fläche
wurde 1997 als Nationalpark ausgewiesen.
2011 wurden 1.573 ha in den zentralen Teilen
mit besonders naturnahen Altbuchenwäl-
dern als Teil der seriellen UNESCO-Welterbe-
stätte „Alte Buchenwälder und Buchenurwäl-
der der Karpaten und anderer Regionen Euro-
pas“ anerkannt und ausgewiesen. Unabhän-
gig von den standörtlich gegebenen Diffe-
renzierungen sind die Wälder im Hainich
durch unterschiedliche jahrhundertelange
Waldnutzungen geprägt, weisen unter-
schiedliche Entwicklungen auf und sind bis
heute deutlich unterscheidbar. Dazu zählen
beispielsweise Aufforstungen, Wälder, die
aus Nieder- und Mittelwald hervorgegangen
sind, Weidewälder (Hudewälder) sowie jün-
gere Sukzessionen von Offenland mit unter-
schiedlichen Startpunkten (NPH 2012, siehe
dazu Abb. 7 a und b). Die forstliche Nutzung
im Laubwald des Nationalparks Hainich ist
flächig erst seit 1998 eingestellt. Nur auf
sehr kleinen Teilflächen fand bereits seit den
1960er-Jahren keine Nutzung mehr statt.
Der Hainich ist also weder Urwald noch
großflächiger Naturwald, denn es fehlt der
Einfluss von längeren natürlichen Störungen
und (Alterungs-)Prozessen. Dieser Sachver-
halt wird bei der Interpretation erhobener
Daten aus dem Nationalpark Hainich teils
nicht korrekt oder auch gar nicht berücksich-
tigt. In der Studie von Schall et al. (2021) wird
die Heterogenität von bewirtschafteten Bu-
chenwäldern als zentraler Schlüsselfaktor für
Biodiversität gesehen. Die Wertung basiert
auf dem Plotvergleich zum Vorkommen und
zur Verteilung von Totholz, Mikrohabitaten,
Gefäßpflanzen und herbivoren und karnivo-
ren Arthropoden in zwei unterschiedlich be-
wirtschafteten Buchenwäldern gegenüber
unbewirtschafteten Buchenwäldern. Als Re-
ferenz für diese Buchen-Naturwälder dienen
Datensätze aus dem Nationalpark Hainich,
die allerdings vor dem Hintergrund der Nut-
zungshistorie und der Heterogenität nicht
differenziert dargestellt werden. Es ist auch
kritisch zu hinterfragen, dass die individuel-
len Plotdaten aus dem Hainich summarisch
in einen Interpretationskontext mit Daten
der Bundeswaldinventur gestellt und daraus
Verallgemeinerungen abgeleitet werden.
Aufgrund der Seltenheit existieren nur we-
nige aussagekräftige Vergleichsuntersuchun-
gen zur Biodiversität von temperaten Urwäl-
dern mit der von Wirtschaftswäldern unter
vergleichbaren Standortbedingungen. Be-
sonders informativ ist daher die vergleichen-
de Untersuchung in drei Buchenurwäldern in
den slowakischen Westkarpaten, die Teilge-
biete des UNESCO-Weltnaturerbes „Alte Bu-
chenwälder und Buchenurwälder der Karpa-
ten und anderer Regionen Europas“ sind, mit
Abb. 6: Der Nationalpark Hainich weist mit über 5.000 ha Fläche die größte nutzungsfreie Laubwaldfläche
Deutschlands auf, alte Naturwälder sind sie aber dennoch noch lange nicht. Der Baumartenreichtum zeigt
sich insbesondere bei der Herbstfärbung.
Bild: Eckhard Jedicke (2015)
Abb. 5: Natürliche Fichtenwälder sind nicht vergleichbar mit den plantagenartigen Beständen auf eigent-
lichen Buchenwaldstandorten, die in vielen Teilen Mitteleuropas unsere Vorstellungen von Wald prägen.
Es sind sehr lückige Waldgesellschaften, die in den höheren Lagen oft nur noch aus der Fichte selbst aufge-
baut sind – mit einem hohen Anteil natürlich abgestorbener Bäume. Der Unterwuchs besteht aus dichten
Beerstrauchteppichen. In Rumänien reicht die Fichtenwaldstufe bis zur klimatischen Baumgrenze zwischen
1.600 m Meereshöhe in den Nordostkarpaten und 1.900 m in den Südkarpaten.
Bild: Raine r Luick (2019)
53 (12) | 2021 | NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung 17
DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01 Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern

Originalarbeit
Abb. 7: (a) Die aus der
Waldbiotopkartierung
des Nationalparks
Hainich entnommenen
Waldentwicklungspha-
sen und (b) Einschätzun-
gen zur Naturnähe der
Wälder zeigen deutlich
die lange und sehr unter-
schiedliche Nutzungs-
geschichte. Von der Ge-
samtfläche des National-
parks mit 7.500 ha waren
circa 5.287 ha als Wälder
kartiert (Blößen, Schlag-
fluren: 102 ha, naturferne
Wälder: 266 ha, mäßig
naturferne Wälder:
1.815 ha, naturnahe
Wälder: 3.104 ha) (NPH
2012).
Grafik: NPH (2012)
18 NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung | 53 (12) | 2021
Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01

Originalarbeit
Box 3: Der biotische Reichtum und Zustand der mitteleuropäischen Wälder
Die Wälder Mitteleuropas sind relativ arm
an Baumarten, sie besitzen aber eine durch-
aus diverse Fauna, Pilzflora und Flora krau-
tiger und niederer Pflanzen. Allerdings wer-
den hohe Artenzahlen nur in naturnahen
Wäldern und historisch tradierten Waldfor-
men wie in Hudewäldern oder Eichen-Mit-
telwäldern erreicht. Betrachtet man nur die
Buchenwälder, so wurden mehr als 11.000
bisher bekannte eukaryotische Organis-
menarten gezählt, darunter mehr als 6.800
Tierarten, 3.345 Pilzarten, 280 Flechten- und
190 Moosarten, 215 Krautschichtpflanzen
als echte Waldarten sowie mehrere hundert
fakultative Gefäßpflanzenarten, die auch
außerhalb des Waldes vorkommen (Ass-
mann et al. 2007, Dorow et al. 2007, Scher-
zinger 1996). Allein in einem hessischen
Buchen naturwald wurden auf 60 ha mehr
als 6.000 Tierarten registriert (Dorow et al.
2007).
In vielen Artengruppen zeigen hoch-
gradig spezialisierte Arten in Naturwäldern
höhere Dichten als im Wirtschaftswald oder
sie fehlen in letzteren vollkommen (Dörfelt
2007, Dvorak et al. 2017, Friedel et al. 2006,
Gerlach et al. 2019, Hauk et al. 2013, Jacob-
sen et al. 2020, Kaufmann et al. 2017, Mül-
ler & Bütler 2010). Vor allem bei Insekten
und Pilzen gibt es obligatorisch auf Wald-
wildnis angewiesene Arten, die in der Regel
äußerst ausbreitungsschwach und somit
selten und hochgradig gefährdet sind. Viele
Totholzbewohner benötigen deutlich höhe-
re Totholzvorräte, als sie in den genutzten
Wäldern gemeinhin gefunden werden, und
profitieren bei ausreichender Lebensraum-
größe von der Zunahme von Totholzmenge-
und -qualität deutlich (Flade & Winter 2021,
Rosenthal et al. 2021).
Die in Mitteleuropa lange dominierenden
waldbaulichen Verfahren (unter anderem
Altersklassenwälder mit standortsfremden
Fichten- oder Kiefernbeständen) haben zu
Verlusten an waldtypischen Arten und Le-
bensräumen geführt. Länger werdende Rote
Listen und die Anhänge geschützter Arten
in Rechtsnormen (zum Beispiel EU-FFH-
Richtlinie und die Landesnaturschutz- und
Waldgesetze) deuten an, dass vor allem an
Totholz und alte Bäume gebundene xylobi-
onte Käfer, Vögel, Pilze, Flechten und Moose
durch die Waldbewirtschaftung auf wenige
und kleine und meist auch isolierte Refugi-
en zurückgedrängt wurden. Eine hohe Sel-
tenheits- und Gefährdungskorrelation zei-
gen auch lichtliebende und auf bestimmte
Störungen angewiesene Biota, die an natür
-
liche Dynamik gebunden sind (Fartmann et
al. 2021, Rosenthal et al. 2021).
Nur in störungsreichen Waldökosyste-
men wie in natürlichen oder naturnahen
Bergfichtenwäldern (dort durch Borkenkäfer
und Windwurf) oder in Auen (dort durch
Überflutungen und Geschiebe) kann die
Totholzmenge und -heterogenität mit hin-
reichender Wahrscheinlichkeit sehr zügig
zunehmen. Die dann auch signifikant und
rasch zunehmenden Artenzahlen und Ab-
undanzen von störungsaffinen Arten ste-
hen für diese Korrelation (Rosenthal et al.
2015). Das verdeutlicht die zentrale Bedeu-
tung von über lange Zeiträume ungenutz-
ten Naturwäldern ausreichender Größe, um
den Schutz der waldtypischen Flora und
Fauna zu gewährleisten. Umgekehrt können
Wälder, die auf spezifische traditionelle
forstwirtschaftliche Nutzungsformen ange-
wiesen sind, ausgesprochen reich an ge-
fährdeten Arten sein (etwa Hude- und
Eichen mittelwälder; vergleiche Fartmann et
al. 2021, Schoof et al. 2018). Nutz- und
Schutzwald sind im Kontext des Biodiversi-
tätsschutzes also durchaus sich ergänzende
Konzepte und keine Gegensätze.
Ein systematisches Monitoring der Arten-
vielfalt in den verschiedenen Waldgesell-
schaften und ihrer Veränderung wird aller-
dings – nicht nur in Deutschland – erst seit
kurzer Zeit durchgeführt. Lediglich für die
Avifauna verfügen wir über längere Zeitrei-
hen. Der Vogelindikator Wald des Bundes-
amtes für Naturschutz zeigt für die letzten
30 Jahre einen leicht positiven Populations-
trend. Allerdings werden lediglich die Be-
stände von elf mehr oder weniger waldge-
bundenen Arten betrachtet (Kamp et al.
2021). Detaillierte Zahlen liegen für die Wäl-
der Englands seit 1970 vor: Hier wurden we-
sentlich mehr Arten untersucht und nach
Vogelarten mit breiten (Generalisten) und
solchen mit engen Lebensraumansprüchen
(Spezialisten) differenziert. In den engli-
schen Wäldern haben danach die Wald-
vogelbestände insgesamt seit 1970 um
28 % abgenommen, jene der Spezialisten
sogar um 41 %, während die Bestände der
Generalisten um 7 % zunahmen (DEFRA-UK
2020). Ähnliche Entwicklungen sind auch
im deutschen Wald zu erwarten, wie erste
Auswertungen von langfristigen Populati-
onstrends aller Waldvögel belegen (Gerlach
et al. 2019). Danach zeigen an Naturwälder
mit geringen Störungsintensitäten gebun-
dene Arten wie Weißrückenspecht, Grau-
specht, Halsbandschnäpper und Schwarz-
specht in den letzten Jahrzehnten Rückgän-
ge; diese Arten können von mehr Prozess-
schutz profitieren. Damit stellen wir nicht
infrage, dass auch naturnahe Wirtschafts-
wälder für den Erhalt der biologischen Viel-
falt von großer Bedeutung sind.
Das Insektensterben erfasste anschei-
nend auch die mitteleuropäischen Wälder.
Im Rahmen des Projektes Biodiversitäts-
exploratorien (https://www.biodiversity-ex-
ploratories.de/de/) wurde zwischen 2007
und 2017 auch die Insektenfauna an 150
Standorten in den drei Gebieten Hainich,
Schorfheide-Chorin und Schwäbische Alb
jährlich untersucht (Seibold et al. 2019). Die
Ergebnisse alarmieren: Unabhängig von der
Art der Bewirtschaftung und auch inklusive
der aus der Nutzung genommenen Wälder
wurde für dieses Zehn-Jahres-Intervall ein
Rückgang um 41 % bei der Insektenbio-
masse und von 36 % bei der absoluten
Arten zahl festgestellt, während es bei der
Abundanz keine Korrelationen gab. Auf Ebe-
ne der Insektentaxa waren vor allem licht-
liebende und auf Seneszenz von Bäumen
angewiesene Arten betroffen. Noch können
die Forscher nicht mit eindeutigen Erklä-
rungskausalitäten aufwarten, doch Trends
deuten sich an, nach denen
(1) der Umgebungseinfluss intensiver an-
thropogener Nutzungsformen auch auf
Waldgebiete einwirkt;
(2) die aus der Bewirtschaftung genom-
menen Waldflächen in Zahl und Fläche viel
zu klein und zu isoliert sind, um negative
Effekte zu kompensieren.
Daten aus den beiden anderen großen
Waldbiomen, dem tropischen und borealen
Wald, zeigen im direkten Vergleich zwi-
schen Primärwald- und forstlich genutzten
Waldökosystemen, dass die Diversität eng
waldgebundener Taxa von Säugetieren,
Vögeln, Insekten und anderen Tiergruppen
bereits bei geringfügiger Holznutzung
sinkt, also charakteristische Arten verloren
gehen (zum Beispiel Burivalova et al. 2014,
Franca et al. 2017, Niemalä 1997). Bei gerin-
ger Nutzungsintensität wird die Diversitäts-
53 (12) | 2021 | NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung 19
DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01 Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern

Originalarbeit
drei benachbarten standortgleichen Buchen-
wirtschaftswäldern im Alter von 80–100 Jah-
ren (unter anderem Kaufmann et al. 2017,
Kaufmann et al. 2018, Leuschner et al. 2021).
Die Daten basieren auf der Auswertung von
insgesamt 150 Aufnahmeplots, davon 30 in
Wirtschaftswäldern und je zehn in den vor-
herrschenden Waldentwicklungsphasen der
Urwälder mit Entwicklungs-, Optimal- und
Zerfallsphasen. Wichtige Ergebnisse sind:
f
Die Diversität der Flechten liegt in den
Urwäldern doppelt so hoch wie in den Wirt-
schaftswäldern.
fDie Diversität der Moose ist in den Urwäl-
dern um 50 % größer als in den Wirtschafts-
wäldern.
f
Bei den Gefäßpflanzen weisen die Wirt-
schaftswälder auf Plotebene (α-Diversität)
höhere Artenzahlen auf, auf Landschafts-
ebene (γ-Diversität) ist der Artenreichtum in
Urwäldern und Wirtschaftswäldern ähnlich
groß.
Die Vergleichsstudie belegt die große Be-
deutung der räumlichen Heterogenität von
Urwäldern durch das Auftreten aller Bau-
maltersklassen und Waldentwicklungspha-
sen. Waldwirtschaft kann das Einwandern
nicht-waldtypischer Pflanzenarten begüns-
tigen, führt in der Regel aber auch zu einer
Homogenisierung der Bestockung und zum
Verlust der Seneszenzphase, also der Alters-
und Zerfallsphasen, der Waldentwicklung
mit den daran gebundenen Habitatstruk-
turen.
Wie kommt es zu den scheinbar wider-
sprüchlichen Ergebnissen zur Biodiversität
von Waldökosystemen und zum Einfluss der
Waldbewirtschaftung? In vergleichenden
Biodiversitätsuntersuchungen werden oft
nur Gefäßpflanzen einbezogen. Aus der Be-
trachtung dieses einzelnen Taxons wird dann
auf Wertigkeiten für den Biodiversitäts-
schutz geschlossen. Dies belegt die Metastu-
die von Bernes et al. (2015) zum Vergleich
von Wirtschafts- und Naturwäldern in bore-
alen und temperaten Regionen hinsichtlich
ihrer Bedeutung für den Naturschutz: In rund
17.000 Studien wurden als Vergleichspara-
meter fast ausschließlich Waldstrukturen
und Gefäßpflanzen betrachtet.
Hohe Artenzahlen eines einzelnen selekti-
ven Taxons bezogen auf eine bestimmte Flä-
cheneinheit, wissenschaftlich als α-Diver-
sität ausgedrückt, sind kein hinreichendes
Natur schutzkriterium, um ein Ökosystem zu
qualifizieren, und generell nicht tauglich, al-
lein auf dieser Grundlage naturschutzfachli-
abnahme in manchen Fällen durch Einwan-
derung von waldfremden, von Störungen
profitierenden Arten numerisch kompen-
siert, jedoch damit die waldtypische Arten-
zusammensetzung verändert (unter ande-
rem Schmidt 2005). Es gibt keinen Grund
für die Annahme, dass temperate Urwälder
und Naturwälder nicht mit einem Verlust an
waldtypischer Biodiversität auf Holznut-
zung und die damit verbundenen Störun-
gen reagieren, wie dies auch in den anderen
Waldbiomen der Fall ist.
Allerdings unterschlägt das „Artenzäh-
len“, dass die ursprüngliche Referenz vieler
Waldökosysteme schlicht nicht bekannt ist
und verschiedene (biotische und abioti-
sche) ökosystemprägende Gestaltungsfak-
toren (etwa Stürme, Feuer, Überschwem-
mungen, Kalamitäten, Megaherbivoren,
Prädatoren) durch den Menschen schon
seit langer Zeit gezielt ausgeschaltet wur-
den (unter anderem Vera 2000). Weder die
Baumartenvielfalt noch die Vielfalt der
krautigen Pflanzen sind daher allein
brauch bare Indikatoren zur Charakterisie-
rung der Artenvielfalt eines mitteleuropäi-
schen Waldes. Problematisch ist die Fokus-
sierung auf eine bestimmte Diver sität auch
deshalb, weil sie insbesondere für Zielset-
zungen des Naturschutzes auf höherer
räumlicher Ebene keine geeignete Bewer-
tungsgröße ist. Natürliche Moorwälder
oder auch boreale Nadelwälder sind durch-
aus artenarm, die zugehörigen Biozönosen
setzen sich allerdings aus vielen hoch-
bedrohten Arten zusammen. Trotz dieses
offensichtlichen Zusammenhangs mangelt
es in vergleichenden Studien im Kontext
Forstwirtschaft versus Prozessschutz an
dieser holistischen Perspektive.
In einer Bewertung der Ökosystemleis-
tungen der Wälder in den EU-28-Staaten
wurden gravierende negative Änderungen
ermittelt – und das, obwohl seit 1990 die
Waldbodenfläche durch Sukzession und
Aufforstung um 13 Mio. ha zugenommen
hat (Maes et al. 2020). Beispielsweise hat
sich der Indikator „tree cover loss“, basie-
rend auf Hansen et al. (2013), der in der Pe-
riode 2000–2012 rund 27 % betrug, in der
Periode 2009–2018 auf 74 % erhöht. Als
Ursachen werden die ansteigende Holz-
nutzung und die zunehmenden Folgen von
Kala mitäten, allgemeinen Belastungen (vor
allem Stickstoffemissionen), Krankheiten,
extreme Witterungsereignisse und Wald-
brände gesehen.
Maes et al. (2020) schätzen den ökologi-
schen Zustand der Wälder insgesamt als
bedenklich ein: Von 81 Waldlebensraum-
typen befinden sich lediglich 14 % in güns-
tigem Zustand; 53 % sind in einem ungüns-
tig-unzureichenden und 31 % in einem
ungünstig-schlechten Zustand, für circa
2 % ist die Einschätzung nicht bekannt. Der
Eintrag von Stickstoff stellt auch den Pro-
zessschutz vor besondere Herausforderun-
gen. In einigen Regionen sind die Immissio-
nen (vor allem durch große Nutztierhaltun-
gen) so hoch, dass ein Nutzungsverzicht
(= fehlende Stickstoffentnahme) auf sensi-
tiven Standorten auch zu Eutrophierung
führen kann (siehe Bobbink et al. 1998,
Hermann et al. 2020).
Box 4: Rechtliche Verpflichtungen und Ziele zum Schutz der Ur- und Naturwälder
2007 wurde von der Bundesregierung die
Nationale Strategie zur biologischen Viel-
falt (NBS) beschlossen; das war 14 Jahre
nach der Ratifizierung (1993) des „Über-
einkommens über die biologische Viel-
falt“ (Convention on Biological Diversity,
CBD), das 1992 auf dem UN-Weltgipfel in
Rio unterschrieben worden war (BMUB
2007). Für die Wälder wurde in der NBS
unter anderem als Ziel formuliert, dass
bis 2020 auf 5 % der Waldfläche auf forst-
liche Nutzung dauerhaft verzichtet und
eine prozessorientierte natürliche Ent-
wicklung erlaubt (und auch gesetzlich
langfristig gesichert) werden soll. Kurz ge-
fasst lautet das Ziel offiziell „natürliche
Waldentwicklung“ auf 5 % der Gesamt-
waldfläche.
20 NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung | 53 (12) | 2021
Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01

Originalarbeit
Ein weiteres Ziel war, dass sich die Natur
auf mindestens 2 % der terrestrischen Lan-
desfläche in großflächigen Arealen unge-
stört dynamisch entwickeln kann. Neben
Waldökosystemen waren hier unter ande-
rem auch Moore, Bergbaufolgelandschaften
und das Hochgebirge angesprochen (BMUB
2007). Die Zielerfüllung, die bis 2020 hätte
erreicht werden sollen, ist bescheiden: Nach
offiziellen Quellen zur Zielerreichung der
NBS wurden bisher lediglich auf ca. 3 %
der Waldflächen kleinräumige Flächenstill-
legungen gemäß des 5%-Ziels realisiert und
nur auf etwa 0,8 % der terrestrischen Ge-
samtflächen das 2%-Wildnisziel umge-
setzt, wobei hier Nationalparke pauschal
einkalkuliert wurden, auch wenn sie im Ein-
zelfall noch Waldumbau oder Jagd betrei-
ben (BMU 2018, Höltermann et al. 2020).
Die EU hat als Reaktion auf die CBD-Ver-
pflichtungen von 1993 im Jahr 2011 die EU-
Biodiversitätsstrategie 2020 mit wenig
konkreten und überwiegend unverbindli-
chen Zielen vorgelegt (EU 2011). Zum Kom
-
plex Wälder wird allerdings dezidiert for-
muliert:
„Die Entwicklung der Wälder in Europa ist
besorgniserregend. Die meisten forstwirt-
schaftlich genutzten Wälder werden noch im-
mer als kommerzielle Plantagenwälder be-
wirtschaftet und sind nur von eingeschränk-
tem Wert für die biologische Vielfalt. Von den
Waldlebensräumen und den in Wäldern le-
benden Arten, die im Rahmen der EU-Habitat-
Richtlinie geschützt sind, weisen lediglich
21 % der Lebensräume und 15 % der Arten
einen günstigen Erhaltungszustand auf. Nur
1–3 % der Wälder in Europa befinden sich
noch in einem natürlichen Zustand.“
Im Ziel 3, der Erhöhung des Beitrags von
Land- und Forstwirtschaft zur Erhaltung
und Verbesserung der Biodiversität, ist for-
muliert:
„Bis 2020 Einführung von Waldbewirt-
schaftungsplänen oder gleichwertigen Instru-
menten, die mit der nachhaltigen Waldbe-
wirtschaftung in Einklang stehen. Dies gilt für
alle staatlichen Wälder und für Waldbesitz,
der über eine bestimmte Größe hinausgeht;
die Details dazu sind von den Mitgliedstaaten
oder Regionen zu definieren. Gemessen am
EU-Referenzszenario von 2010 soll eine mess-
bare Verbesserung des Erhaltungszustands
von Arten und Lebensräumen, die von der
Forstwirtschaft abhängen oder von ihr beein-
flusst werden, herbeigeführt werden.“
Bisher gibt es allerdings seitens der EU
oder ihrer Organe wie der Europäischen
Umweltagentur noch keine Evaluierung
zum Umsetzungsstand der eigenen Biodi-
versitätsstrategie.
In der neuen Biodiversitätsstrategie 2030,
die zu den zentralen Elementen des Green-
Deal-Vorhabens der EU gehört, werden fol-
gende strategischen Ziele zum Komplex der
Wälder formuliert (EU 2020 a, b):
(1) Einrichtung eines kohärenten Netzes
gut verwalteter Schutzgebiete auf mindes-
tens 30 % der Landfläche;
(2) Schutz und Wiederherstellung der
Wälder in der EU;
(3) strenger Schutz aller verbliebenen Ur-
wälder (primary forests) und Naturwälder
(old-growth forests),
(4) Forderung zur Entwicklung einer EU-
Waldstrategie;
(5) Ausweitung der Waldflächen in der EU
und Pflanzung von mindestens 3 Mrd. Bäu-
men unter uneingeschränkter Beachtung
ökologischer Grundsätze;
(6) Implementierung von Maßnahmen
zur Verbesserung der Widerstandsfähigkeit
der Wälder und ihrer Rolle bei der Bekämp-
fung des Biodiversitätsverlusts und zur Ein-
dämmung des Klimawandels.
Auch die vor Kurzem von der Bundesregie-
rung vorgelegte Waldstrategie 2050 bein-
haltet ein klares Bekenntnis zur Umsetzung
der waldbezogenen Ziele der EU-2030-Bio-
diversitätsstrategie. Explizit wird herausge-
stellt: „[...] mehr Landesfläche unter Natur-
schutz und davon auch einen bedeutenden
Teil unter strengen Schutz zu stellen. Insbe-
sondere alte Wälder sollen streng geschützt
werden“ (BMEL 2021).
In einer Studie des Thünen-Instituts für
Internationale Waldwirtschaft und Forst-
ökonomie werden dagegen Befürchtungen
geäußert, die Implementierung der EU-Bio-
diversitätsstrategie sei mit erheblichen
Nutzungseinschränkungen verbunden und
habe negative Effekte für den Cluster Wald-
und Holzwirtschaft in Deutschland wie in
der EU insgesamt (Dieter 2021, Dieter et al.
2020). Generell wird die Sinnhaftigkeit der
EU-Naturschutzziele für den Wald (Schutz
und Nutzungsverzicht in Ur- und Naturwäl-
dern und verstärkte Ausweisung von
Schutzgebieten) infrage gestellt und es wer-
den Strategieänderungen, weg vom Schutz-
und hin zum Nutzanspruch, eingefordert.
Es wird argumentiert und ein Drohszenario
abgeleitet, dass es sonst auch zu fatalen
ökologischen Folgen kommen würde:
(1) dass es bei Abdeckung der prognosti-
zierten zukünftigen Rohholznachfrage zur
Verlagerung des Holzbezugs in Drittstaaten
mit wenig nachhaltiger Holzproduktion und
insgesamt geringerer staatlicher Gover-
nance käme;
(2) dass so mit gravierenden negativen
Effekten auf die biologische Vielfalt von
Wäldern in diesen Ländern zu rechnen sei;
(3) dass dadurch ein insgesamt erhöhter
Entwaldungsdruck zu befürchten sei.
Diese Einschätzungen werden auf Basis fol-
gender modellierter Annahmen getroffen,
bei denen die EU-Naturschutzziele norma-
tiv und instrumentell umgesetzt würden:
(1) Für die EU-Länder wird von einer Ein-
schlagsreduktion um 42 % bis zum Jahr
2050 im Vergleich mit einem Referenz-
szenario ausgegangen (siehe dazu auch Ab
-
schnitt 2.4 in Teil 2 dieses Beitrags).
(2) Für Deutschland wird angenommen,
dass sich dann für den Betrachtungszeit-
raum 2018–2050 das jährliche Rohholzauf-
kommen im Mittel um circa 24 Mio. m3 re-
duzieren würde (minus 31 % zum Referenz-
szenario).
(3) Ebenfalls für Deutschland wird künftig
von 10 % Stilllegungsfläche der Gesamt-
waldfläche ausgegangen und weiter, dass
sich diese Flächen repräsentativ verteilen,
also auch hochproduktive Standorte ein-
schließen würden.
Auf dieser „Faktenbasis“ argumentiert auch
ein breites Bündnis der Forst- und Holzwirt-
schaft, dass für einen aktiven Klimaschutz
auf weitere Nutzungseinschränkungen im
Wald zu verzichten und stattdessen eine
verstärkte CO2-Bindung durch Holzverwen-
dung notwendig sei (Verbändeposition der
Forst- und Holzwirtschaft 2021). Nach un-
serer Auffassung sind die vom Thünen-Ins-
titut postulierten Verlagerungsszenarien
angesichts der wenigen verbliebenen und
weiter abnehmenden Urwaldflächen in Eu-
ropa und eines noch nicht einmal annäh-
rend erreichten, weil in der Fläche nicht
rechtlich gesicherten 5 %-Ziels „natürlicher
Waldentwicklung“ entsprechend der Natio-
nalen Biodiversitätsstrategie wenig rea-
listisch. Sie werden auf politischer Ebene
hoffentlich auch keine Strategieänderungen
auslösen.
53 (12) | 2021 | NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung 21
DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01 Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern

Originalarbeit
che Empfehlungen abzuleiten. Für eine ganz-
heitliche Bewertung von Lebensräumen sind
grundsätzlich weitere naturschutzfachliche
Kriterien neben Artenzahlen und Abundanz-
werten notwendig; dazu zählen (siehe auch
Brackhane et al. 2021, Opitz et al. 2015,
Rosenthal et al. 2015, Schmidt et al. 2011,
2014, Schoof 2013):
(1) Naturnähe, also die Übereinstimmung
der vorgefundenen Biozönosen mit einem
natürlichen oder zumindest naturnahen Re-
ferenzsystem;
(2) Seltenheit und Gefährdung der Arten;
(3) Repräsentativität und die Auftretens-
wahrscheinlichkeit natürlicher Störungen
und Prozesse;
(4) Widerstandsfähigkeit (Stabilität) und
Wiederherstellbarkeit (Elastizität) der Le-
bensgemeinschaften bei natürlichen Störun-
gen;
(5) Konnektivität von Lebensräumen, also
die Vernetzung mit hinreichend ähnlichen
Lebensräumen in der umgebenden Land-
schaftsmatrix;
(6) Repräsentativität des Ökosystems für
eine höhere räumliche Ebene;
(7) Ungestörtheit, die auf möglichst gerin-
ge indirekte anthropogene Einflüsse (zum
Beispiel durch Stickstoffimmissionen) Bezug
nimmt.
Nicht adressiert wird damit jedoch die Be-
deutung und Gewichtung dieser Kriterien in
Relation zueinander. Die kardinale Problema-
tik als Beurteilungs- und Entscheidungs-
grundlage für den normativen Naturschutz
liegt in der Zusammenführung (Agglomera-
tion) wertgebender Kriterien und im sugges-
tiven Einbezug jeweils nicht vergleichbarer
Kriterien. Schon die Wahl eines einzelnen,
bestimmten Bewertungskriteriums kann zu
einer vollständig konträren Bewertung füh-
ren, wie durch folgendes Beispiel illustriert
sei: Ein bewirtschafteter Buchenwald mit di-
versen Strukturen – wie durch Femelhiebe
entstandenen Lichtstellen, Säumen entlang
von Forstwegen und Rückegassen, ruderalen
Bereichen durch Ablagerungen oder Verdich-
tungen durch Befahrung – zeigt für Gefäß-
pflanzen in der Regel eine relativ hohe Arten-
vielfalt, während diese in „dunklen Optimal-
phasen“ eines Buchenurwaldes gering ist.
Zwar ist die Einzelbetrachtung derartiger Zu-
stände richtig, die Verallgemeinerung und
vor allem daraus abgeleitete generalisieren-
de Bewertungen sind aber nicht zulässig. Zur
Bewertung von Lebensräumen ist, wie aufge-
führt, immer ein ausgewogenes Spektrum
unterschiedlicher Parameter nötig. Bei der
ökologischen Bewertung von Wäldern sind
insbesondere auch sensitive Artengruppen
wie Alt- und Totholzspezialisten zu berück-
sichtigen.
4 Der Diskurs um Urwälder,
Naturwälder und Wirtschafts-
wälder und ihren Beitrag zum
Klimaschutz
Die Bedeutung von Wäldern für den Klima-
schutz liegt in ihrer Funktion als Kohlen-
stoffspeicher und -senke. In der Wachstum-
sphase entnehmen Wälder in großen Men
-
gen CO2 aus der Atmosphäre und speichern
es langfristig in der Biomasse (Holz) und im
Boden (unter anderem Gleixner et al. 2009,
Luyssaert et al. 2008, Meyer et al. 2021,
Nord-Larsen et al. 2019). Der globale C-Spei-
cher der Waldökosysteme differenziert sich
in 300 Gt C im organischen Kohlenstoff des
Mineralbodens, 295 Gt C in der lebenden Bio-
masse und 68 Gt C im Totholz und in der
Streuschicht (Abb. 8 a). Wälder sind global
gesehen die größte terrestrische Senke für
CO2 und absorbieren jährlich rund 2 Gt CO2;
das entspricht 0,55 Gt C (UN 2021) (siehe Box
5 und Kohlenstoffinventur 2017, Riedel et al.
2019). Allerdings nimmt die Speicherleistung
durch die Zerstörung von Waldflächen und
die Übernutzung der Wälder ab. Der wich-
tigste Treiber ist die zunehmende thermische
Verwertung von Holz (Brennholz, Hack-
schnitzel) (unter anderem UNEP 2020, UN
2021). Zu dieser negativen Entwicklung tra-
gen zunehmend auch Klimawirkungen wie
Waldbrände, Kalamitäten und Trockenstress
bei, welche die Vorräte und Produktivität re-
duzieren.
Für die 11,4 Mio. ha Wald in Deutschland
werden die Größenordnung des C-Speichers
in Biomasse, Totholz und im Boden für das
Referenzjahr 2017 mit 2,6 Mrd. t ermittelt
(das entspricht 9,5 Mrd. t CO
2
). Davon sind
1,23 Mrd. t C in der oberirdischen Biomasse,
0,034 Mrd. t C im Totholz und in der Humus-
schicht und 1,335 Mrd. t C im Mineralboden
und der unterirdischen Biomasse gespei-
chert (Abb. 8 b). Basiswerte sind ein ermittel-
ter durchschnittlicher (Holz-)Vorrat von
358 m3 bei einem Zuwachs von 10,9 m3 pro
ha und Jahr (BMEL 2021 , Riedel et al. 2019).
Aufgrund der extremen Bedingungen in den
Jahren 2018–2020 ist zu erwarten, dass der
mittlere jährliche Zuwachs in Deutschland in
dieser Periode deutlich geringer ausgefallen
ist; dies könnte als Hinweis gewertet werden,
mit welchen Produktionsrückgängen oder
sogar mit welcher Abnahme des Vorrats in
unseren Wäldern in Zukunft vermutlich zu
rechnen ist.
Die Bilanzierung des Kohlenstoffspeichers
und damit auch der CO2-Senkenleistung von
Wäldern (beziehungsweise Bäumen) ist im
Detail komplex und stark vom Waldtyp sowie
seiner Entwicklungsgeschichte und Bewirt-
schaftung abhängig. Während der Be-
standsentwicklung hin zum „Baumholz“
nimmt die C-Senkenleistung nach Erreichen
des Kulminationspunktes des Wachstums
sukzessive ab. Unter natürlichen Bedingun-
gen läuft die (Wald)-Entwicklung, wenn es
keine nennenswerten Störungen gibt, konti-
nuierlich weiter und geht dann allmählich in
die Zerfallsphase über, in der dann die CO2-
Freisetzung überwiegt. Dies ist kein abrupter
Vorgang, sondern kann ein jahrzehnte- bis
jahrhundertelanger Prozess sein, der zudem
Box 5: Kohlenstoffspeicher und CO2-Äquivalente
In 1 t lufttrockenem Holz sind durchschnitt-
lich 0,5 t Kohlenstoff gespeichert. Entspre-
chend dem molaren Massenverhältnis von
CO2 zu C (44/12 = 3,67) entspricht diese
Menge an Kohlenstoff 1,83 t CO2. Die bei
Forstinventuren gebräuchliche volumenbe-
zogene Messgröße Festmeter (fm = m
3
) wird
als Rechenwert vereinfachend mit einem
durchschnittlichen Holzgewicht von 0,7 t
gleichgesetzt; dieser Wert ist beispielsweise
für die von Buchen dominierten Wälder des
Hainich plausibel. Das heißt, der Zuwachs
von 1 m3 Holz entspricht einer CO2-Fixie-
rung von 1,28 t CO2. Bei der Ernte und an-
schließenden Oxidation von Kohlenstoff
durch Verbrennen wird diese Menge an CO
2
wieder freigesetzt. Die gleiche Menge wird
auch bei der Verrottung (Mineralisierung
und Oxidation) des Holzes im Wald wieder
freigesetzt. Dies geschieht allerdings nicht
schlagartig, sondern mit Verzögerung von
mehreren Jahrzehnten in Abhängigkeit von
der Baumart, dem Klima und der Dimen-
sion des Totholzes. Eine Nutzung des Holzes
in Produkten verzögert die CO
2
-Freisetzung
ebenfalls, beispielsweise für lange genutz-
tes Holz im Holzbau für im Mittel geschätz-
te 35 Jahre (UBA 2020 a; Abb. 9). Alle diese
Werte beziehen sich ausschließlich auf die
oberirdische holzige Biomasse.
22 NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung | 53 (12) | 2021
Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01

Originalarbeit
auch baumartspezifisch sehr unterschiedlich
lange Zeiträume beansprucht. Der C-Speicher
ist daher in Urwäldern auf der Landschafts-
ebene deutlich größer als in Wirtschafts-
wäldern, während der Zuwachs in inten-
siv bewirtschafteten (durchforsteten) Wirt-
schaftswäldern höher sein kann, wenn die
Durchforstung den Zuwachs der produktiven
dominanten Bäume (Zielbäume) auf Kosten
schwächer wachsender oder forstlich unge-
wünschter Individuen von minderer Qualität
stärkt. Bei einer hohen Intensität der Holz-
entnahme kann auf Landschaftsebene die
C-Senkenleistung eines Waldes ohne Berück-
sichtigung möglicher C-Senken in stofflichen
Produkten sehr niedrig sein, da eine fast ver-
gleichbar große Menge an Holz entnommen
wird wie nachwächst. Im direkten Vergleich
von Buchenwirtschaftswäldern und -urwäl-
dern in den slowakischen Karpaten werden
aber auch für beide Waldtypen eine gleich
hohe Produktivität berichtet (Glatthorn et al.
2017).
Auf produktiven Standorten können die
Holzvorräte bei Nutzungsverzicht hohe Wer-
te erreichen, beispielsweise in den buchen
-
geprägten Urwäldern der ukrainischen und
rumänischen Karpaten über 600 m
3
pro ha.
Hinzu kommen hohe Totholzvorräte, die um
200 m3 pro ha und damit das Zehnfache des
Durchschnittswertes deutscher Wirtschafts-
wälder betragen können (Commarmot et al.
2013, Glatthorn et al. 2017, Kun et al. 2020).
In Summe wurde in den slowakischen Karpa-
ten ein Ökosystem-C-Pool von 272 t C pro ha
für die Wirtschaftswälder gegenüber 347 t in
den Urwäldern gemessen (+ 27 %) (Leuschner
et al. 2021). Der Speicher war vor allem im
Totholz (+ 310 %), aber auch in der Holzbio-
masse (+ 20 %) und im Boden (+ 17 %) deut-
lich größer als im Wirtschaftswald (Abb. 10).
Zu berücksichtigen ist dabei, dass für die Ur-
wälder die vorkommenden Entwicklungs-
phasen abgebildet wurden, während es bei
den Wirtschaftswäldern die Reifephase kurz
vor der Ernte war. Würde man alle Phasen
der betrachteten Buchenwirtschaftswälder in
einem Produktionszyklus abbilden und diese
mit dem C-Pool der Urwälder vergleichen, so
würde sich die Differenz des C-Speichers
sicher auf deutlich mehr als 75 t C pro ha
erhöhen.
Aus einem Vergleich von Wirtschaftswäl-
dern mit seit einigen Jahrzehnten ungenutz-
ten Naturwäldern schlussfolgern Schulze et
al. (2020 a, 2021), dass Urwälder und Natur-
wälder nachteilig für den Klimaschutz seien,
denn Wirtschaftswälder hätten aufgrund
höherer Zuwächse und eines zugeordneten
langlebigen Holzproduktspeichers eine zehn-
fach höhere Klimaschutzwirkung als Natur-
wälder. Diese Berechnungen und daraus ab-
geleitete Wertungen sind mittlerweile viel
zitierte Begründungen, um den Schutz von
Urwäldern und Nutzungsverzicht in Natur-
wäldern zu diskreditieren. So beziehen sich
Forstexperten und Politiker in Rumänien ex-
plizit auf die Studie von Schulze et al.
(2020 a) und empfehlen der rumänischen
Regierung, dass ein weiterer Schutz von Ur-
wäldern und Naturwäldern aus ökologischen
und klimapolitischen Gründen nicht sinnvoll
sei (UTB 2020 a, b).
Empirische Basis der Studie von Schulze
et al. (2020 a) sind Vergleiche von Datensät-
zen aus den deutschen Bundeswaldinventu-
ren 2002 (BWI 2) und 2012 (BWI 3) für be-
wirtschaftete Wälder (mit deutschlandweit
circa 60.000 permanenten Inventurpunkten)
mit Inventurdaten aus dem Nationalpark
Hainich für die Jahre 2000 und 2010 (1.200
und 1.421 Inventurpunkte). Aus dem Ver-
Abb. 8: Wälder als
CO2-Speicher (a) global
(oben; UN 2021) und
(b) in Deutschland
(unten; Riedel et al.
2019, BMEL 2021)
Grafik: Eckhard Jedicke
Abb. 9: Kohlenstoff-
speicher pro fm be-
ziehungsweise m³
Holzzuwachs und Zeit-
dauer bis zu dessen
Freisetzung ab Ein-
schlag (UBA 2020 )
Grafik: Eckhard Jedicke
Abb. 10: Ökosystemarer Kohlenstoffpool in den
slowakischen Karpaten in Ur wäldern (alle Entwick-
lungsphasen) im Vergleich zur Wirtschaftswäldern
in der Reifephase kurz vor dem Holzeinschlag
(Leuschner et al. 2021)
Grafik: Eckhard Jedicke
53 (12) | 2021 | NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung 23
DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01 Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern

Originalarbeit
gleich der beiden Bundeswaldinventuren für
deutsche Wirtschaftswälder wird ein CO2-
Mitigationseffekt von 3,2–3,5 t CO2-Äquiva-
lenten pro ha und Jahr abgeleitet. In dieser
Berechnung sind Verluste bei der Ernte und
Holzaufbereitung sowie Substitutionseffek-
te, ermittelt aus Ökobilanzstudien (siehe
auch Abschnitt 2 in Teil 2 dieses Beitrags),
berücksichtigt. Für den Nationalpark Hai-
nich wurde im Vergleich der Inventurdaten
(und ohne Holznutzung) eine CO2-Senke von
lediglich 0,37 t CO
2
-Äquivalenten pro ha und
Jahr errechnet.
Die Nationalparkverwaltung Hainich stellt
dazu in einer Stellungnahme (NPH 2020,
Welle et al. 2020) fest, dass die Datengrund-
lage von Schulze et al. (2020 a) für den Hai-
nich in einen falschen Analyse-, Bewertungs-
und Aussagekontext gestellt wurde, da die
beiden Zeitschritte unterschiedliche und
nicht vergleichbare Waldbezugsflächen ha-
ben. Für die Ermittlung des periodischen Zu-
wachses können nur die jeweils identischen
Waldflächen im Sinne einer Zeitreihe ver-
glichen werden. Schulze et al. (2020 a) haben
bei ihren Vergleichsberechnungen fälsch-
licherweise rund 220 Stichproben aus dem
Nationalpark Hainich einbezogen, die bei der
ersten Inventur noch keine Waldflächen
waren und auch nicht in den Datensätzen
der Erstinventur aufgeführt sind. Es handelt
sich um mehrere hundert Hektar Kahlschlä-
ge aus früheren Nutzungen und um Ver-
buschungsflächen ehemaliger Offenland-
flächen wie Schießbahnen, die bei der Erst-
inventur unterhalb der Erfassungsgrenze für
Wald lagen (Abb. 11). Diese Flächen haben
selbst nach zehn Jahren Entwicklung zwi-
schen der Erstinventur 2000 und der Wieder-
holung 2010 noch sehr geringe Holzvorräte
und sind in keiner Weise mit Naturwald ver-
gleichbar. Bei der Addition der ermittelten
Vorräte und der Mittelung über alle Stichpro-
ben entstand so der Eindruck, die Wälder im
Hainich würden mit lediglich 0,37 m3 pro ha
und Jahr über einen zehnjährigen Zeitraum
praktisch keine Vorratszuwächse aufweisen.
Dies steht in deutlichem Widerspruch zum
für slowa kische Buchenurwälder ermittelten
Holz zuwachs von etwa 7,9 m3 pro ha und
Jahr, der gleich hoch war wie in den stand-
ortshomologen Wirtschaftswäldern.
Der zweite Fehler der Studie ist es, die Wäl-
der des Hainich als einzige Referenz und
Benchmark für mitteleuropäische Naturwäl-
der zu verwenden. Die korrekte Auswertung
der Inventurflächen im Hainich ergibt einen
Vorratszuwachs im Dekadenvergleich von
durchschnittlich 8,6 m
3
pro ha und Jahr (NPH
2020); der Wert liegt damit in ähnlicher
Größenordnung wie die mittlere Vorrats-
erhöhung in den deutschen (Wirtschafts-)
Wäldern (Dritte Bundeswaldinventur: 10,3 m
3
pro ha und Jahr für Buchenwälder). Dieser
Wert lässt sich gut mit den vorherrschenden
sehr produktiven Waldentwicklungsphasen
in Einklang bringen, da es sich bei den Wäl-
dern im Hainich noch lange nicht um Natur-
wälder in einer Optimal- oder Terminalphase
handelt.
Fazit für die Praxis
• Begrifflich sind Urwald und Naturwald
klar voneinander zu trennen. Erst kurz-
zeitig ungenutzte Wälder sind (noch)
keine hinreichende Referenz für die
Bewertung der Biodiversitäts- und Klima-
schutzleistung und für die Ziele des
Prozessschutzes, denn sie benötigen
sehr lange Zeiträume, um Urwäldern
ähnlich zu werden.
• Das Gebot, Urwälder zu schützen, beruht
auf ethischen, wissenschaftlichen und
anthropozentrischen Begründungen:
Sie bewahren genetische Diversität
und damit das Potenzial für eine Klima-
anpassung, fungieren als Refugial- und
Quellbiotope für sehr spezialisierte Arten,
bieten Lernorte für waldbauliche Kon-
zepte und dienen als Forschungslabore
für Wirkungen langfristiger Umwelt-
veränderungen.
• Kritische Studien zur Biodiversitätsleis-
tung unbewirtschafteter Wälder gehen
von fehlerhaften Voraussetzungen aus
oder beschränken sich meist allein auf
die Betrachtung von Gefäßpflanzen.
Vor allem hochgradig spezialisierte Tier-,
Pilz-, Flechten- und Moosarten machen
den besonderen Wert sehr lange unge-
nutzter Wälder aus. Naturschutzfachliche
Bewertungen erfordern eine objektive
Analyse einer wesentlich größeren Viel-
falt an Kriterien jenseits reiner Arten-
zahlen. Die entsprechenden Ergebnisse
weisen eindeutig auf eine sehr deutliche
ökologische Wertsteigerung ungenutz-
ter Wälder mit wachsendem Urwaldcha-
rakter hin.
• Die Speicherleistung von Wäldern für
Kohlenstoff nimmt pauschal betrachtet
aufgrund zunehmender thermischer
Holznutzung und Klimawandelfolgen
ab. Solche Analysen gestalten sich aller-
dings sehr komplex. Der C-Speicher ist
in Urwäldern auf der Landschaftsebene
deutlich größer als in Wirtschaftswäl-
dern, während die C-Senkenfunktion in
intensiv bewirtschafteten (durchforste-
ten) Wirtschaftswäldern höher sein
kann, wenn die Durchforstung den Zu-
wachs der produktiven dominanten Bäu-
me (Zielbäume) auf Kosten schwächer
wachsender oder forstlich ungewünsch-
ter Individuen von minderer Qualität
stärkt. Auch hier ist die jeweils verwen-
dete Datengrundlage in Studien kritisch
zu hinterfragen. Das Argument, nur ein
genutzter Wald sei für den Klimaschutz
ein guter Wald, ist faktisch nicht beleg-
bar.
Abb. 11: Im Süden des Nationalparks Hainich sind auf ehemaligen Schießbahnen überwiegend junge Wald-
flächen mit noch sehr geringen Zuwächsen und verbuschte Sukzessionsflächen verbreitet. In diesen Berei-
chen liegen rund 200 Stichproben, die in der Studie von Schulze et al. (2020 a) als dauerhaft ungenutzte
alte Waldflächen bilanziert sind.
Bild: Rüdiger Biehl, Nationalparkverwaltung Hainich (2016)
24 NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung | 53 (12) | 2021
Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01

Originalarbeit
Bei Übertragung der Berechnungsmetho-
de in Schulze et al. (2020 a) auf die unge-
nutzten Waldflächen im Hainich errechnet
sich aus dem Vorratszuwachs von 8,6 m³ pro
ha und Jahr eine CO2-Senke von 8,0 t CO2-
Äquivalenten pro ha und Jahr. Da keine Nut-
zung erfolgt, ergibt sich eine mittelfristige
Klimaschutzleistung der Wälder im Hainich,
die sogar um den Faktor 2,5 höher ist als der
CO2-Mitigationseffekt durch Wirtschaftswäl-
der von 3,2–3,5 t CO2-Äquivalenten pro ha
und Jahr, wie von Schulze et al. (2020 a)
inklusive Substitutionseffekte ermittelt.
Es wird somit deutlich, dass die Diskus-
sion um die Klimaschutzleistung von Wäl-
dern teilweise auf falscher Datengrundlage
geführt wird.
5 Ausblick
Die Urwälder in Europa – zu unterscheiden
von heute ungenutzten Naturwäldern, die
mehr oder weniger starke Merkmale und
Folgen früherer Nutzungen zeigen – sind auf
kleine Reste von < 1 % geschrumpft und
selbst diese wenigen Anteile sind extrem ge
-
fährdet. Vier Fünftel der temperaten Urwald-
flächen befinden sich im Karpatenbogen und
politische Festlegungen erfordern gut be-
gründet ihren Schutz. Zugleich bestehen in
Deutschland gemäß der Nationalen Strategie
zur biologischen Vielfalt klare Zielfestlegun-
gen, dass 5 % der Waldfläche für natürliche
Waldentwicklung und 2 % der Bundesfläche
zur Wildnisentwicklung bereitzustellen sind
(zukünftige Naturwälder) – Ziele, die eigent-
lich bereits im Jahr 2020 hätten erreicht wer-
den sollen, aber bei Weitem verfehlt wurden.
Um die öffentliche Debatte zu versachlichen,
analysiert der vorliegende Beitrag die Bedeu-
tung von Ur- und Naturwäldern für die Erhal-
tung der Biodiversität und Wirkungen auf die
Funktionen als Kohlenstoffspeicher und
-senke sowie die Wirkungen der Nutzungs-
aufgabe in Wäldern.
Angelehnt an das Hauptgutachten des
WBGU (2020) zur „Landwende im Anthropo-
zän“ ist dem Prozessschutz im Wald eine bei-
spielhafte Mehrgewinnstrategie inhärent: Er
trägt maßgeblich sowohl zum Erhalt und zur
Förderung der Biodiversität bei, insbesonde-
re mit spezifischen Arten und Biozönosen al-
ter Waldentwicklungsstadien, als auch zur
Speicherung und als Senke im Kohlenstoff-
haushalt, also zum Klimaschutz. Die Nut-
zungsaufgabe repräsentativ ausgewählter
Waldflächen ist damit Best Practice zu-
kunftsfähiger kombinierter natur- und land-
gebundener Klimaschutzkonzepte und steht
auch nicht im Widerspruch mit der stoffli-
chen Nutzung von Holz mit objektiv hohen
klimabilanziellen Wirkungen.
Im zweiten Teil des Beitrages in der folgen-
den Ausgabe gehen wir auf das Narrativ von
der Klimaneutralität der Ressource Holz ein:
Diskutiert wird die CO
2
-Senkenleistung von
Holz im Kontext der Holzverwendung und
die differenziert zu betrachtende Substituti-
on von Holzprodukten durch andere Materi-
alien. Kritisiert werden die Annahmen zur
Nachhaltigkeitsbewertung alternativer Sze-
narien zur Waldbehandlung und Holzver-
wendung der WEHAM-Studie (WaldEntwick-
lungs- und HolzAufkommensModellierung).
Einer detaillierten Analyse bedarf die pau-
schalisierende Betrachtung von Holz als ver-
meintlich CO2-neutrale Energiequelle. Die
Ergebnisse werden in den Kontext der Rolle
von Holz zur Umsetzung politischer Ziele für
den Klimaschutz gestellt.
Abschließend werden wir in der Zusam-
menschau der Resultate beider Teile des
Beitrags Schlussfolgerungen für die Versach-
lichung des Disputs um den Wert von Ur-
und Naturwäldern ziehen.
Danksagung
Für die kritische Durchsicht des Manuskripts
und wertvolle Beiträge bedanken wir uns
herzlich bei Dr. Hannes Böttcher, Dr. Anke
Höltermann, László Maráz, Dr. Peter Meyer,
Judith Reise, Prof. Dr. Dr. h.c. Albert Reif und
Sabine Stein.
Literatur
Aus Umfangsgründen steht das ausführliche
Literaturverzeichnis unter Webcode NuL2231
zur Verfügung.
Prof. Dr. Rainer Luick lehrt
und forscht an der Hochschule
für Forstwirtschaft Rottenburg.
Studium der Biologie (Schwer-
punkt Geobotanik und Pflan-
zenphysiologie) und Ethnologie
an der Albert-Ludwigs-Univer-
sität Freiburg und Studium Evo-
lutionary Biology an der Univer-
sity of Michigan/Ann Arbor/USA. Promotion Dr. sc.
agr. Universität Hohenheim. Langjährige Tätigkeit
in der privaten Wasserwirtschaft und Landschafts-
planungspraxis. Seit 1999 Professur für Naturschutz
und Landschaftsmanagement an der Hochschule
für Forstwirtschaft Rottenburg. Forschungsschwer-
punkte: Prozesse im ländlichen Raum, Agrar-, Natur-
schutz- und Regionalpolitik, extensive Landnutzungs-
systeme, Technikfolgenabschätzungen zur Energie-
wende und Engagement zum Schutz der letzten
euro päischen Urwälder.
> luick@hs-rottenburg.de
Dr. Klaus Hennenberg arbeitet
als Senior Researcher am Öko-
Institut e. V. in Darmstadt. Stu-
dium der Biologie (Schwerpunkt
Naturschutz und Vegetations-
ökologie) an der Universität
Göttingen; Studium Energie und
Umwelt an der Universität
Kassel (Master), Promotion Dr.
rer. nat. an der Universität Rostock. Seit 2007 Senior
Researcher im Bereich Energie und Klimaschutz im
Öko-Institut e.V. Arbeits- und Forschungsschwer-
punkte: Nachhaltigkeitsfragen in der Waldbewirt-
schaftung und Bioenergieproduktion, Bewertung
von Zertifizierungssystemen, Modellierung von
THG-Emissionen im LULUCF-Sektor.
> k.hennenberg@oeko.de
KON TAK T
Prof. Dr. Christoph Leuschner
lehrt und forscht an der Georg-
August-Universität Göttingen,
Abt. Pflanzen ökologie, im
Albrecht-von-Haller-Institut für
Pflanzenwissenschaften. Studi-
um der Biologie an den Univer-
sitäten Freiburg und Göttingen.
Promotion und Habilitation im
Fach Pflanzenökologie an der Universität Göttingen.
1996–2000 Professor für Ökologie an der Universität
Kassel, seit 2000 Professor für Pflanzenökologie an
der Universität Göttingen. Mitglied der Göttinger
Akademie der Wissenschaften. Forschungsschwer-
punkte: Ökologie temperater und tropischer Bäume
und Wälder, Klimawandeleffekte auf den Wald,
Bedeutung von Urwäldern für die Waldbiodiversität.
Zustand und Schutz der Agrarbiodiversität im
Acker- und Grünland.
> cleusch@gwdg.de
Dipl.-Ing. Manfred Grossmann, Leiter Nationalpark
Hainich, Bad Langensalza
> manfred.grossmann@nnl.thueringen.de
Prof. Dr. Eckhard Jedicke, Hochschule Geisenheim
University, Kompetenzzentrum Kulturlandschaft,
Professur für Landschaftsentwicklung
> eckhard.jedicke@hs-gm.de
Dr. Nicolas Schoof, Albert-Ludwigs-Universität
Freiburg, Professur für Standorts- und Vegetations-
kunde
> nicolas.schoof@waldbau.uni-freiburg.de
Dr. Thomas Waldenspuhl, Leiter Nationalpark
Schwarzwald, Seebach
> thomas.waldenspuhl@nlp.bwl.de
53 (12) | 2021 | NATURSCHUTZ und Landschaftsplanung 25
DOI: 10.1399/NuL.2021.12.01 Rainer Luick et al., Biodiversität, Kohlenstoffsenke und -speicher von Wäldern

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