Für die Bewahrung der biologischen Vielfalt in Deutschland ist es entscheidend, die Kulturlandschaften mit ihren vielfältigen Lebensstätten für freilebende Tier- und Pflanzenarten zu erhalten, angemessen zu nutzen und zu gestalten. Gerade in den seit Langem durch den Menschen genutzten Landschaften Europas haben sich durch diese Nutzung zahlreiche artenreiche Lebensräume entwickelt. Damit hat Deutschland eine große Verantwortung für die Bewahrung der biologischen Vielfalt. Dies kann nur durch ein geeignetes Management der durch den Menschen genutzten Landschaftsbereiche gelingen. Durch Ausweisung von Schutzgebieten alleine lässt sich dies nicht erreichen, da ein Großteil der Lebensräume und Arten, die wesentliche Bestandteile der biologischen Vielfalt sind, sich erst durch die menschlichen Nutzungen etablieren konnten.

Vor dem Hintergrund der aktuellen Biodiversitätskrise, die mit dem Insektenschwund mittlerweile auch große öffentliche Aufmerksamkeit erreicht (Sánchez-Bayo/Wyckhuys 2019; Seibold/Gossner/Simons et al. 2019), und zahlreicher internationaler und nationaler Strategien zum Schutz der Biodiversität stellt sich die Frage, welche Konzepte für eine praktische Umsetzung in der Raumplanung und im Management von Landschaften geeignet sind.

Schon 1979 schrieb Wolfgang Haber: „Eine große Bedeutung für die Planung dürfte der ‚Raum-Diversität‘ zukommen, mit der das Gefüge oder Mosaik (pattern) unterschiedlicher, aber in sich gleichartiger Raumeinheiten oder -zellen in einer Landschaft gekennzeichnet wird (γ-Diversität)“ (Haber 1979: 21). Er schlug daher vor, sich um ein möglichst diverses und feingliedriges Landnutzungsmuster zu bemühen. Dieser Ansatz zur Sicherung der Biodiversität sei der einzig erfolgversprechende, da er davon ausgeht, dass der Landnutzungswandel aufgrund der nach wie vor hohen Flächeninanspruchnahme für Siedlung und Infrastruktur – neben dem Klimawandel – den größten zukünftigen Einfluss auf die Biodiversität haben wird (Haber 2008: 95; vgl. auch Foley/DeFries/Asner et al. 2005). Die Umsetzung des Leitbildes der Biodiversität mache es daher notwendig, die Homogenisierung der Landnutzung, die seit dem Ende des 19. Jahrhunderts erfolgt ist, zumindest teilweise wieder rückgängig zu machen (Haber 2003: 37). Haber (1971) hat dazu bereits in den 1970er-Jahren ein umsetzungsorientiertes Konzept entwickelt, um in der menschlichen Landnutzung das Prinzip der Vielfalt zu berücksichtigen und in die Planung und Raumordnung zu integrieren. Mit dem „Konzept der differenzierten Landnutzung“

In manchen – vor allem früheren – Publikationen von Wolfgang Haber wird auch vom Konzept der Differenzierten Bodennutzung gesprochen.

Will man die differenzierte Landnutzung (DLN) umsetzen, so müssen regelmäßig Informationen zum aktuellen Zustand der Landschaften in Bezug auf die Forderungen des Konzeptes erhoben werden. Für eine gezielte Steuerung durch Planungs- und Förderinstrumente und eine Erfolgskontrolle wäre es wichtig zu wissen, wie sich die Struktur der Landnutzung im Lauf der Zeit verändert, das heißt, wie die Entwicklungstrends aussehen.

Dafür ist ein Monitoring notwendig, das regelmäßig erfasst, inwieweit die Landnutzung den Regeln der differenzierten Landnutzungen entspricht bzw. davon abweicht. Der Sachverständigenrat für Umweltfragen (SRU) regte bereits in seinem Umweltgutachten von 1994 an, „einen Bewertungsrahmen für die Erfassung struktureller Veränderungen in der Landschaft zu schaffen“ (SRU 1994: 126), und befürwortete die Entwicklung entsprechender Indikatoren. Solche Indikatoren sollen bereitgestellt werden, um „Umweltqualitätsziele und Umweltqualitätsstandards zu entwickeln“ und „verstärkt […] Grenzen für strukturelle Veränderungen der Landschaft im Zeitablauf“ festzulegen (SRU 1994: 126, 128; ähnlich auch SRU 1996: 22). Die Nationale Akademie der Wissenschaften Leopoldina (2020) hat ein Statement publiziert zur Notwendigkeit „eines langfristigen, bundesweiten und standardisierten Monitorings […] um in Zukunft Zustandsveränderungen für ein möglichst breites und repräsentatives Spektrum an Arten und Lebensräumen [zu] dokumentieren und die Wirksamkeit von Maßnahmen zum Erhalt der biologischen Vielfalt [zu] überprüfen“. Ein solches Monitoring sollte für alle Haupt-Ökosystemtypen durchgeführt werden, nicht nur für die agrarischen, sondern auch für die forstlichen, städtisch-industriellen und naturnahen Ökosystemtypen.

Da es ein solches Monitoring in Deutschland bisher nicht gibt, werden hier Überlegungen vorgestellt, wie ein Landschaftsmonitoring zur Erfassung des Stands der Umsetzung des Konzepts der differenzierten Landnutzung und der Entwicklungstrends aussehen könnte. Dazu werden entsprechende Indikatoren vorgeschlagen und diskutiert. Zentrale Fragen sind dabei zunächst:

Anschließend wird gefragt, wie diese Gebiete in sich strukturiert sind und mit welchen Indikatoren dies gemessen werden kann:

In der Folge wird zunächst das Konzept der differenzierten Landnutzung im Kontext aktueller Forschungen um Umsetzungsbestrebungen vorgestellt, um dann Ansätze zu entwickeln, wie entsprechende Ökosystemtypen, geeignete Raumeinheiten und Indikatoren zur differenzierten Landnutzung abgeleitet bzw. entwickelt werden können (Kapitel 2). Dazu haben wir die ältere Literatur zur differenzierten Landnutzung im Zusammenhang mit aktueller Literatur auf diesem Gebiet gesichtet und zusammengefasst. Auf dieser Basis wird im Sinne eines konzeptionellen Beitrages ein Messkonzept für ein Monitoring vorgeschlagen (Kapitel 3). Bundesweite Ergebnisse eines solchen Monitorings können erst künftig erarbeitet werden, wenn die diskutierten Probleme gelöst sind. Wir haben dazu die räumlichen Dimensionen der differenzierten Landnutzung identifiziert und die entsprechenden Landschaftselemente und Indikatoren einander zugeordnet und die Datenverfügbarkeit bewertet. In der abschließenden Diskussion geht es vor allem um noch zu lösende Probleme hinsichtlich der Datengrundlagen, der Definition von Zielwerten und der Frage, ob es einen Gesamtindikator geben kann (Kapitel 4 und 5).

Das Konzept der differenzierten Landnutzung geht von drei unter dem langen menschlichen Einfluss entstandenen Haupt-Ökosystemtypen der mitteleuropäischen Kulturlandschaft aus (vgl. Abbildung 1): A: Naturnahe, nur extensiv (schwach) oder nicht genutzte Ökosysteme (einschließlich naturnaher Wälder), B: Intensiv genutzte Ökosysteme (B.a. Forst-Ökosysteme und B.b. Agrar-Ökosysteme) und C: Urban-industrielle Ökosysteme.

Diese Ökosystemtypen werden als „Grundbausteine“ der Kulturlandschaft betrachtet. Die Differenzierung der Landnutzung betrifft aber nur die Typen B und C, die – analog zu Nutzpflanzen und -tieren – als „Nutz-Ökosysteme“ bezeichnet werden können. Für sie geht „das Konzept der differenzierten Landnutzung ganz pragmatisch davon aus, dass die jeweils räumlich vorherrschende Landnutzung, […] die sich ja in der Regel aufgrund besonderer Eignungen und Traditionen entwickelt hat, [grundsätzlich] beibehalten wird“ (Haber 1989: 20). Für diese Typen sieht das Konzept der differenzierten Landnutzung die zwei folgenden Nutzungsregeln vor

Die zwei Nutzungsregeln fassen die in früheren Veröffentlichungen genannten drei Regeln zusammen.

Darüber hinaus sollten ausreichend große Flächen vom Haupt-Ökosystemtyp A „Naturnahe, nur extensiv (schwach) oder nicht genutzte Ökosysteme“ als Kernbereiche des Naturschutzes repräsentativ für die unterschiedlichen Naturräume vorhanden sein.

Das Konzept der differenzierten Landnutzung bewertet somit fünf Dimensionen innerhalb der intensiv genutzten Ökosysteme:

(1) Grad der Diversifizierung der intensiven Landnutzungen,

(2) Grad der Durchmischung der intensiven Landnutzungen,

(3) Größe der intensiv genutzten Flächeneinheiten (Schlaggrößenverteilung, Flächenbeschränkung der einzelnen Nutzungen mit einem Richtwert von 25 ha im Agrarbereich),

(4) Flächenanteil naturnaher Flächen (mit 10 % Mindestanteil) und

(5) räumliche Verteilung der naturnahen Flächen (vernetzte Anordnung).

Eine weitere Dimension (6) bewertet die Anteile und Repräsentativität naturnaher, nur extensiv (schwach) oder nicht genutzter Ökosysteme (Ökosystemtyp A) im jeweiligen übergeordneten Raum hinsichtlich ihrer Funktion als Kernbereiche des Naturschutzes für die unterschiedlichen Naturräume.

Dieses Konzept ist nicht nur für die Agro-Ökosysteme (Noss 1983; Duelli 1997) anwendbar, sondern grundsätzlich auf alle Typen von Landnutzungen, wenn auch mit unterschiedlicher Auslegung. So entspricht ihm in der forstlichen Nutzung die Plenterwaldwirtschaft (Einzelbaumentnahme statt Kahlschlag), die in der agrarischen Nutzung nicht anwendbar ist. Das Konzept schließt die besiedelten Bereiche, wie dörfliche oder städtische Landnutzungen, ausdrücklich mit ein (Haber 1999: 59; Uppenbrink 1999).

Ein dem Konzept der differenzierten Landnutzung vergleichbares übergeordnetes Konzept für die Raumplanung schlugen Forman (1995a: 437; 1995b: 139), Forman und Godron (1986), Franklin und Forman (1987) und Turner (1989) mit dem sogenannten aggregate-with-outliers-Modell vor. Dabei sollen vom Menschen genutzte Flächen möglichst aggregiert und dabei kleinere naturnahe patches bzw. Korridore durch die entwickelten Gebiete erhalten oder angelegt werden. An den Grenzen zu verbleibenden großen naturnahen Flächen sollen durch den Menschen genutzte Flächen in immer kleineren und weiter voneinander entfernten Inseln angeordnet werden. Nach Ansicht der Autoren vergrößert dieses Modell die genetische Vielfalt und die Artenvielfalt, bietet eine Risikoverteilung starker Störungen und hat weitere ökologische Vorteile.

Gagné, Eigenbrod, Bert et al. (2015) haben eine vergleichende Übersicht von 21 Publikationen erstellt, die zwischen 1991 und 2013 erschienen sind und auf wissenschaftlicher Grundlage ökologische Richtlinien, Prinzipien oder Empfehlungen für die Landschaftsplanung geben. Auf dieser Basis entwickelten sie einen eigenen Vorschlag, der grob zwei Klassen unterscheidet (unaltered vs. altered), ähnlich wie die differenzierte Landnutzung (natürliche/naturnahe vs. intensiv genutzte und urban-industrielle). Der Ansatz empfiehlt, insbesondere die Größe und Vielfalt von naturnahen Flächen zu maximieren, und unterstreicht die wichtige Rolle von Wasserläufen und Seen. Um die wichtige Bedeutung der Habitatvielfalt zu erfassen, schlagen die Autoren vor, die evenness der natürlichen und naturnahen Flächen (unaltered) zu erfassen. Wissenschaftlich unterstützt werden diese Konzepte beispielsweise durch Forschungen von Duelli (1997) (vgl. Abbildung 2)

Duelli (1997) argumentiert in seinem Mosaikkonzept, dass die Durchmischung kleinerer Nutzungseinheiten in der Agrarlandschaft zu einer höheren Biodiversität führt als die Zusammenlegung der einzelnen Nutzungseinheiten gleichen Typs zu einem einzigen zusammenhängenden Gebiet.

Die Anbaudiversifizierung ist ebenfalls wichtig für die Sicherung der Biodiversität (Hoffmann/Berger/Wiegand et al. 2012: 142). Demnach sollten die Flächenanteile einzelner Anbaukulturen auf Ackerflächen, z. B. von Mais- und Winterraps, 10-20 % nicht übersteigen. Auch Sirami, Gross, Baillod et al. (2019) zeigten in einer groß angelegten Studie in Europa und Nordamerika, dass eine zunehmende Heterogenität der Kulturarten ein effektiver Weg sein kann, um die Biodiversität in Agrarlandschaften zu erhöhen. Allerdings hing die Wirkung einer zunehmenden Kulturartenvielfalt in der Landschaft vom Anteil der naturnahen Flächen um die beprobten Felder ab. Dies zeigt, dass Regel 1 und 2 der differenzierten Landnutzung verknüpft werden müssen.

Mittlerweile haben Teile dieses Ansatzes Eingang in Bundes- und Landesgesetze in Deutschland gefunden, z. B. in das Bundesnaturschutzgesetz

Bundesnaturschutzgesetz (BNatschG) vom 29. Juli 2009 (BGBl. I S. 2542), das zuletzt durch Artikel 1 des Gesetzes vom 18. August 2021 (BGBl. I S. 3908) geändert worden ist.

Der Gedanke der differenzierten Landnutzung wurde im Konzept für ein gestuftes Zielsystem des Naturschutzes aufgegriffen (Plachter 1991). Dabei handelt es sich ausdrücklich um ein Naturschutzkonzept, das sich nicht auf einzelne Ökosysteme beschränkt. Erforderlich sind vielmehr „Zielvorstellungen für die Landschaft als Ganzes, die die Entwicklung einer durchgängig naturkonformen Nutzung einschließen“ (Plachter 1991: 13). Dazu werden vier Stufen der Einflussnahme des Naturschutzes unterschieden:

Auch der Sachverständigenrat für Umweltfragen hat bereits in seinem Umweltgutachten 1996 ein solches Konzept eingefordert. Dort heißt es: „Zukünftig erscheint es erforderlich, regionalisierte und nutzungsbezogene Qualitätsziele und Mindeststandards für den Natur- und Umweltschutz zu entwickeln und anzuwenden, die die unterschiedliche Naturausstattung und das entsprechende Naturschutzpotenzial sowie die jeweilige Nutzung berücksichtigen. Regionen mit einem beispielsweise hohen Potenzial für biologische Vielfalt benötigen dementsprechend einen höheren Schutzanteil“ (SRU 1996: 22). Weiterhin fand das Konzept in der Folge Eingang in das damalige umweltpolitische Schwerpunktprogramm des Bundesumweltministeriums (BMU 1998: 58).

Eine Umsetzung dieser Konzepte erfolgte in den letzten Jahrzehnten beispielsweise in den Biotopverbundprogrammen des Bundes und der Länder, in der Ausweisung von Schutzgebietsnetzen und großräumigen Schutzgebieten (z. B. Nationalparke und Biosphärenreservate). Allerdings gibt es auch kritische Stimmen, die etwa eine Definition von Mindeststandards und eine Aussage darüber, „welche Nutzungsformen für die jeweilige Schutzstufe noch als tragbar erscheinen“, vermissen (Raffelsiefer 2000: 49).

Die vorgestellten Konzepte betonen die Notwendigkeit, die gesamte Fläche der Landschaft in die Bemühungen um die Erhaltung der Biodiversität einzubeziehen. Dabei wird das Konzept der abgestuften Naturschutzstrategie nicht als ein rein statischer Ansatz gesehen. Plachter (1991: 13–15) hebt vielmehr hervor, dass „für wesentliche Teile der mitteleuropäischen Kulturlandschaft dynamische Schutz- und Entwicklungsstrategien gefunden werden [müssen], die ökosystemspezifische Entwicklungsprozesse (Sukzession) sowie räumlich-funktionale Gesichtspunkte, wie sie insbesondere bei Tieren eine zentrale Rolle spielen, in den Mittelpunkt der Überlegungen stellen.“ Die Ausweisung von Schutzgebieten erscheint dafür weiterhin notwendig und ist in beiden Konzepten als System von „Kernflächen“ zum Schutz von nur schwer regenerierbaren Ökosystemen mit langer Entwicklungsdauer und zur Sicherung akut bedrohter Teile der Natur enthalten. Die umgebende Landschaft muss dabei mit einbezogen werden.

Neben dem großräumigen Biotopverbund wird von verschiedenen Seiten die Erhaltung eines Mindestanteils von kleinräumigen Strukturen gefordert (z. B. in § 21 Abs. 6 BNatschG; Duelli/Obrist 2003; Neukampf 2010). In landwirtschaftlich genutzten Regionen sind für die Erhaltung der Biodiversität Feldrandstrukturen als Lebensräume sowohl zwischen den Feldern als auch zu angrenzenden Nutzungen besonders wichtig (Hietala-Koivu/Lankoski/Tarmi 2004: 75): „Ein Mindestanteil von Saumstrukturen an der gesamten landwirtschaftlichen Nutzfläche von wenigstens 1‑2 % ist mit den Angaben in der Literatur begründbar“ (Knickel/Janßen/Schramek et al. 2001: 41). Auch Werner, Glemnitz, Stein-Bachinger et al. (2013) haben gezeigt, dass mit zunehmendem Flächenanteil von Kleinstrukturen in landwirtschaftlichen Nutzflächen, das heißt mehr Strukturelementen wie Hecken, Saumbiotopen und Kleingehölzen, die Artenzahlen von Tiergruppen wie Laufkäfern, Vögeln, Tagschmetterlingen, Säugetieren sowie Lurchen und Kriechtieren zunehmen. Ein Beispiel für die Ermittlung solcher regionalen Mindestdichten geben die Landschaftsrahmenpläne in Mecklenburg-Vorpommern (Müller/Göbel/Karl et al. 2008).

Diese schon relativ lange bekannten Zusammenhänge und Konzepte gewinnen in der heutigen Zeit angesichts des Artensterbens und des Klimawandels noch größere Bedeutung als zuvor. So fordern beispielsweise Jessel und Butterling (2013) im Kontext des Klimawandels einen an landschaftlichen, systemischen Zusammenhängen ausgerichteten räumlichen Planungsansatz, der für möglichst viele Arten die Durchlässigkeit von Landschaften verbessert, unter anderem durch die Sicherung von Vorranggebieten des Naturschutzes und eines ökologischen Verbundsystems. Als ein Grund für den drastischen Rückgang der Insekten gilt die Reduzierung der Strukturvielfalt der Landschaft (Deutsche Gesellschaft für Entomologie 2016). Im Entwurf des Insektenschutzgesetzes sollte deshalb ursprünglich auch die Vielfalt von Landschaften als Schutzgut in § 1 BNatschG verankert werden (BMU 2020), was sich allerdings im verabschiedeten Gesetz nicht mehr wiederfindet.

Gesetz zum Schutz der Insektenvielfalt in Deutschland und zur Änderung weiterer Vorschriften vom 18. August 2021 (BGBl. I S. 3908).

Welche Informationen müssen erhoben werden, damit die relevanten Dimensionen einer differenzierten Landnutzung gemessen werden können? Tabelle 1 zeigt die zu erfassenden Landschaftselemente in den verschiedenen Haupt-Ökosystemtypen. Alle großräumigen Haupt-Ökosystemtypen sind von Korridoren durchzogen wie etwa Auenbereiche der Fließgewässer als überregionale Biotopverbundachsen. Dazu kommen in den Haupt-Ökosystemtypen B und C großflächige naturnahe Bereiche wie Wälder, Gehölze, Sümpfe und Moore oder trockene Bereiche wie Heiden, die idealerweise ebenfalls in einem großräumigen Verbund stehen. Der naturnahe Haupt-Ökosystemtyp A ist Bestandteil des Biotopverbundes und daher in sich nicht mehr in Biotopverbundachsen zu untergliedern. In den Flächen zwischen den Biotopverbundkorridoren liegen innerhalb der Matrix der Haupt-Ökosystemtypen einzelne naturnahe Landschaftselemente, beispielsweise großflächige naturnahe Elemente innerhalb der Städte wie Parks, Waldflächen oder Seen. Wesentlich kleinräumiger dagegen ist die Durchmischung auf der darunterliegenden Ebene, wo es um die Ausstattung mit kleinflächigen naturnahen Elementen wie zum Beispiel Hecken in der Agrarlandschaft geht.

Zu jeder Dimension, die in Kapitel 2.1 für die intensiv genutzten Ökosysteme (B und C) genannt ist, bestehen in der Literatur bereits verschiedene Messansätze, die zur Quantifizierung zur Verfügung stehen:

(1) Grad der Diversifizierung der intensiven Landnutzungen: Die Diversität oder Heterogenität der intensiven Landnutzungen kann mit Vielfaltsmaßen (z. B. Shannon Diversity, Shannon Evenness, Dominance oder Simpson-Vielfalt) quantifiziert werden (Cardille/Turner/Clayton et al. 2005; Colwell 2009; Song/Merlin/Rodriguez 2013; Cardille/Turner 2017). Damit kann innerhalb der großräumigen Ökosystemtypen B und C die Vielfalt an Nutzungstypen bzw. Lebensräumen gemessen werden. Zum Beispiel erfasst die Shannon-Diversität die Diversität von Landnutzungstypen unter Berücksichtigung ihrer evenness (Colwell 2009: 260):

Landnutzungstyp i bezeichnet den Anteil p _i an der Gesamtfläche und S die Zahl der Landnutzungstypen in der untersuchten Landschaft (vgl. Abbildung 3). Der Wert von H _div. hängt von der Zahl S der Landnutzungen ab, die unterschieden werden. Der Maximalwert von H _div. im Fall von sieben Landnutzungen ist $$7\cdot \frac{1}{7}\ln \left(7\right)=\ln \left(7\right)=1.9459$$ 7 ∙ 1 7 ln ( 7 ) = ln 7 = 1.9459 , im Fall von acht Landnutzungen $$8\cdot \frac{1}{8}\ln \left(8\right)=\ln \left(8\right)=2.079$$ 8 ∙ 1 8 ln ( 8 ) = ln 8 = 2.079 usw. Die Werte können von einer Zahl (S ₁) von unterschiedenen Landnutzungen auf eine andere (S ₂) umgerechnet werden.

Das eng verwandte Maß der Shannon-Evenness (SHEI _S ) misst die Evenness von S Landnutzungstypen in der untersuchen Landschaft:

Der Maximalwert von SHEI _S ist stets 1, unabhängig von der Zahl der unterschiedenen Landnutzungen. Diese Werte erfassen zwar die Komposition der Landschaft, aber nicht die räumliche Anordnung. Allerdings kann für ein bundesweites Monitoring die Vielfalt der Kulturen in Wäldern und in der Landwirtschaft derzeit nicht gemessen werden, da es dazu bisher zu wenige Daten gibt.

(2) Grad der Durchmischung der intensiven Landnutzungen: Hierfür können Konfigurationsmaße wie beispielsweise Interspersion/Juxtaposition (IJI; McGarigal/Marks 1995) zur Erfassung von räumlichen Mustern dienen, aber auch Randlängen und -dichten (Ökotone) zur Berücksichtigung von Säumen verschiedener Klassen können erfasst werden (vgl. Tabelle 2).

(3) Schlaggrößenverteilung (Flächenbeschränkung der einzelnen Nutzungen mit einem Richtwert von 25 ha im Agrarbereich): Die Zahl und Größe der Schläge größer als 25 ha können erfasst werden. Das Monitoring verfolgt, ob Zahl und Größe der Flächen größer als 25 ha abnehmen oder ob sich die Situation weiter verschlechtert.

(4) Flächenanteil naturnaher Flächen (mindestens 10-15 % naturnahe Nutzung): Hierzu werden die Anteile der Flächen von Kleinstrukturen (Gehölze, Gewässer, andere naturnahe Flächen) und ihre Größenverteilung erfasst (vgl. Abbildung 3). Die Flächenanteile natürlicher, naturnaher, extensiver oder nicht genutzter Ökosysteme je Naturraum lassen sich einfach auf der Basis der Naturraumgliederung Deutschlands

https://www.bfn.de/sites/default/files/2021-06/Naturraeumliche_Haupteinheiten_in_Deutschland_Biogeografische_Regionen_Web.pdf (20.05.2022).

(5) Räumliche Anordnung der naturnahen Flächen (Vernetzung): Zur Beschreibung der Vernetzung von naturnahen bzw. naturbetonten Flächen (Reck/Hänel/Böttcher et al. 2005; Fuchs/Hänel/Lipski et al. 2010; Hänel 2015) ist eine passende Methode zur Messung der Konnektivität unterhalb der großräumigen Biotopverbundachsen nötig, z. B. über den Proximity-Index (Whitcomb/Robbins/Lynch et al. 1981) oder die effektive Maschenweite (Jaeger 2000), wie sie als Indikator im City Biodiversity Index (CBI) verwendet wird (Deslauriers/Asgary/Nazarnia et al. 2018; Chan/Hillel/Werner et al. 2021).

Für die einzelnen Haupt-Ökosystemtypen sind zum Teil unterschiedliche Indikatoren notwendig. So sind beispielsweise beim Indikator 2 „Kleinflächige naturnahe Elemente“ je nach Haupt-Ökosystemtyp auch andere Elemente zu berücksichtigen (vgl. Tabelle 2).

Ein Monitoring zur Umsetzung des Konzepts der differenzierten Landnutzung muss sich auf konkrete räumliche Bezugseinheiten stützen, für die die Werte der Indikatoren ermittelt werden. Da im bundesdeutschen Planungs- und Steuerungssystem alles auf die kommunalen Verwaltungseinheiten ausgerichtet ist, z. B. Landschafts- und Flächennutzungsplan, liegt es nahe, sie auch als Bezugseinheiten zu verwenden, denn wesentliche Entscheidungen über die Landnutzung finden auf dieser Ebene statt. Dies hat weiterhin den Vorteil, dass wesentliche Indikatoren zur Flächennutzung der amtlichen Statistik und anderer Indikatorensysteme (z. B. der Monitor der Siedlungs- und Freiraumentwicklung: IÖR-Monitor)

https://www.ioer-monitor.de (20.05.2022).

Zur Bildung der Haupt-Ökosystemtypen können die nachfolgenden Nutzungsklassen und Schutzgebietsflächen herangezogen werden. Die Zuordnung folgt damit im Wesentlichen der Gliederung von Ökosystemtypen nach Grunewald, Schweppe-Kraft, Syrbe et al. (2020), nur dass Wälder nochmals in naturnahe Wälder und Forsten unterschieden werden:

A. Naturnahe, nur extensiv (schwach) oder nicht genutzte Ökosysteme (Naturwaldzellen und Bannwälder, Nationalparkflächen und Kernzonen der Biosphärenreservate, Naturschutzgebiete und FFH-Flächen, Flächen des nationalen Naturerbes; außerdem kommen in Frage: Wasserflächen, Streuobstwiesen, Heiden, extensives Grünland, andere naturnahe Flächen wie Dünen und unkultivierte Bodenflächen)

B. Intensiv genutzte Ökosysteme: B.a. Forst-Ökosysteme (intensiv genutzte Wälder ohne Naturwaldzellen, Bannwälder, Naturschutzgebiete und Kernzonen von Großschutzgebieten), B.b. Agrar-Ökosysteme (Acker und Grünland, Landwirtschaftsflächen ohne Streuobstwiesen und extensives Grünland)

C. Urban-industrielle Ökosysteme (Siedlungsfläche, Verkehrsfläche, Abbaufläche).

Die drei unterschiedlichen Haupt-Ökosystemtypen des Konzepts der differenzierten Landnutzung können an den Gemeindeflächen unterschiedliche Anteile haben. Daher ist es notwendig, die unterschiedlichen Haupt-Ökosystemtypen innerhalb jeder räumlichen Bezugseinheit (Gemeinde, Landkreise) abzugrenzen (vgl. Abbildung 4). Dabei werden bewusst kompaktere Einheiten aggregiert. So enthält der Ökosystemtyp „Agrar-Ökosysteme“ auch kleinere Wäldchen, Kleinstrukturen wie Hecken und Baumreihen. Für diese Haupt-Ökosystemtypen haben wir die Indikatoren – z. B. der Anteil naturnaher Elemente – berechnet und die Ergebniswerte auf den tatsächlichen Flächenanteil der Raumkategorien an der Gemeindefläche bezogen.

Für ein bundesweites Monitoring kommen Daten in Frage, die regelmäßig bundesweit erhoben werden. Dies sind vor allem die Daten der offiziellen Landesvermessung und der Umweltbeobachtung für die EU. Hier ist das Amtliche Topographisch-Kartographische Informationssystem (ATKIS-Basis-DLM) zu nennen, das von den Vermessungsverwaltungen der Länder der Bundesrepublik Deutschland erhoben und fortgeschrieben wird. Die topographischen Objekte der Landschaft (Punkte, Linien, Flächen) sind in 190 Objektarten gegliedert und mit einer Vielzahl weiterer Attribute versehen. Viele Objektarten werden vollständig erfasst, einige erst ab 0,5 bzw. 1 ha Flächengröße. Die Fortschreibung erfolgt für alle Flächen spätestens nach fünf Jahren anhand von Luftbildern und einer Vielzahl von thematischen Einzelinformationen. Einzelne Objektarten wie Verkehrstrassen unterliegen sogar einer Spitzenaktualisierung von weniger als einem Jahr. Damit ist das ATKIS-Basis-DLM derzeit das am besten geeignete Informationssystem zur Landnutzung, das bundesweite Informationen regelmäßig liefert und dies aufgrund des staatlichen Auftrages auch zukünftig absichert (Krüger/Meinel/Schumacher 2013). Trotz Einschränkungen enthält es wesentliche Informationen, die zur Bewertung von Landschaftsfunktionen und Ökosystemleistungen herangezogen werden können, wie z. B. Randlinien von Gehölzen (Ökotone), Waldfragmentierung und Hemerobie (Walz/Krüger/Schumacher 2013; Walz/Stein 2014; Walz 2015).

In Frage kommt auch das digitale Landbedeckungsmodell für Deutschland (LBM-DE), das vom Bundesamt für Kartographie und Geodäsie (BKG) in Kooperation mit dem Umweltbundesamt entwickelt wurde, um einen Datensatz mit der europäisch vergleichbaren CORINE-Klassifikation und einer höheren räumlichen Auflösung als CORINE zu erzeugen (Hoymann 2013). Dazu wurden die im ATKIS-Basis-DLM flächenhaft modellierten Objekte in den CORINE-Schlüssel umklassifiziert und anhand von Satellitenbildern aktualisiert. Die Fortschreibung findet alle drei Jahre statt. In ATKIS linear erfasste Elemente wie Baumreihen, Hecken oder Straßen sind im LBM-DE nur enthalten, wenn diese flächenhaft modelliert wurden. Die Mindestkartierfläche beträgt 1 ha, alle kleineren Elemente werden den benachbarten Flächen zugeschlagen. Damit besitzt das LBM-DE einerseits eine geringere räumliche und thematische Auflösung als das ATKIS-Basis-DLM, andererseits sind einzelne Klassen, wie die Differenzierung von Waldarten oder das Grünland, häufig aktueller als in ATKIS. Das LBM-DE dient seit 2012 als Grundlage für die Ableitung des europäischen CORINE-Datensatzes für Deutschland.

https://www.dlr.de/eoc/de/desktopdefault.aspx/tabid-11882/20871_read-48836/ (20.05.2022).

Daten zu naturschutzrelevanten Flächen liegen aus den selektiven Biotopkartierungen der Länder vor, sind jedoch aufgrund unterschiedlicher Erfassungskriterien nicht direkt vergleichbar. Dies gilt auch für die flächendeckenden Biotop- und Nutzungstypenkartierungen, die schwerpunktmäßig in den ostdeutschen Ländern in den 1990er-Jahren aufgenommen wurden. Allerdings erfolgten bisher nur in wenigen Fällen erneute Kartierungen (z. B. in Sachsen 2005), sodass diese sich für ein regelmäßiges Monitoring nicht eignen. Außerdem sind die Daten zwischen den Bundesländern sowohl zeitlich wegen unterschiedlicher Erfassungsjahre als auch inhaltlich wegen unterschiedlicher Erfassungskriterien nicht vergleichbar. Eine Zuordnung zu den Habitattypen des European Nature Information System (EUNIS) (Davies/Moss/Hill 2004) oder der bundesweiten Biotoptypenklassifizierung nach Riecken, Finck, Raths et al. (2006) ist bisher nicht geschehen.

Als Datengrundlage zur Flächennutzung mit höherer sachlicher und räumlicher Auflösung in hoher Qualität bleiben daher in Deutschland, realistisch betrachtet, nur das ATKIS-Basis-DLM und das LBM-DE. Für eine Auswertung zur differenzierten Landnutzung wäre ein gangbarer Weg, die flächenhaften Daten des LBM-DE zu verwenden, da diese insbesondere im Offenland aktueller sind als ATKIS. Die Kleinstrukturen und linearen Landschaftselemente können dann aus ATKIS bezogen und in den Datensatz integriert werden.