Schwick, Jaeger und Kienast (2011: 3) beschreiben Zersiedelung als ein optisch wahrnehmbares Phänomen, das umso stärker ist, je mehr Fläche bebaut ist, je weiter diese Siedlungsfläche gestreut und je geringer die Ausnutzung durch Wohn- und Arbeitsplätze ist. Der Zersiedelungsgrad als Ergebnis des Indikators „Gewichtete Zersiedelung“ wird erklärt als „das Ausmass der Bebauung der Landschaft mit Gebäuden und ihrer Streuung, im Verhältnis zur Ausnützung der überbauten Flächen für Wohn- und Arbeitszwecke“ (Schwick/Jaeger 2010: 10). Die „Gewichtete Zersiedelung“ nach Jaeger/Schwick (2014) bietet die Möglichkeit, zum einen eine Landschaftsbewertung anhand eines Multiindikators vorzunehmen und zum anderen nachfolgende drei Teilindikatoren zu differenzieren.

Die Dispersion ergibt sich aus mittleren gewichteten Abständen zwischen Siedlungspunkten, wobei die Gewichtung in unmittelbarer Nachbarschaft von Siedlungspunkten stark ansteigt und danach konstant bleibt. Die Dispersion ist besonders hoch, wenn die Siedlungspunkte weit gestreut liegen. Die Berechnung erfolgt innerhalb eines Beobachtungshorizontes, der auf 2 Kilometer festgesetzt ist (Jaeger/Schwick 2014: 12). Die urbane Durchdringung setzt die Siedlungsfläche in ein Verhältnis zur Gesamtfläche des Untersuchungsgebiets unter Berücksichtigung der Dispersion und ermöglicht somit die Vergleichbarkeit verschiedener Teilräume (Jaeger/Schwick 2014: 10 f.). In diesem Teilindikator spiegelt sich auch die herkömmliche Erfassung der Siedlungs- und Verkehrsfläche in Form des Anteils der Siedlungsfläche an der Gesamtfläche des Untersuchungsraumes wider. Der Ausnutzungsdichte liegt die Annahme zugrunde, dass die Ausnutzung einer Fläche höher ist, je höher die Summe aus Arbeitsplätzen und Einwohnern in der Untersuchungseinheit ist (Schwarzak/Behnisch 2017: 83). Beim Zusammenfügen der einzelnen Indikatoren in den Multiindikator werden sowohl Dispersion als auch Ausnutzungsdichte gewichtet, um die Unterschiede innerhalb der Teilindikatoren deutlicher herauszustellen. Flächen mit starker Streuung und geringer Einwohner- und Arbeitsplatzdichte werden so deutlicher dokumentiert (Jaeger/Schwick 2014: 9 ff.). Die Vorteile des Indikators liegen somit in den trennscharfen, zugrunde liegenden Definitionen, methodische Restriktionen der „Gewichteten Zersiedelung“ bestehen vor allem in der Datenverfügbarkeit (vgl. Kapitel 5).

Um die Unterschiede zwischen „Gewichteter Zersiedelung“ und der bisherigen Erfassung von Flächeninanspruchnahme durch den „Anteil der Siedlungs- und Verkehrsfläche an der Gesamtfläche“ zu eruieren, wurde Letztere für den Landkreis Rhön-Grabfeld in einem 500-m-Raster dargestellt (vgl. Abbildung 1). Bad Neustadt an der Saale als Kreisstadt sticht hervor, deutlich setzen sich auch die Mittelzentren Bad Königshofen im Grabfeld und Mellrichstadt von den restlichen Gemeinden ab. Die „Gewichtete Zersiedelung“ wurde ebenfalls anhand eines 500-m-Rasters berechnet. Die Daten wurden entsprechend der Vorschläge von Schwarzak und Behnisch (2017: 86) klassifiziert, wobei <0,5 Durchsiedelungseinheiten pro m² (DSE/m²) nahezu keine Zersiedlung darstellt und >16 DSE/m² sehr starke Zersiedlung (vgl. Abbildung 2). Klar zu erkennen sind die größeren Gemeinden des Landkreises, angefangen von Bischofsheim in der Rhön und Bad Neustadt an der Saale, bis hin zu Mellrichstadt sowie Bad Königshofen im Grabfeld. Darüber hinaus sind Siedlungsmuster entlang der Bundesstraßen zu sehen. Diese sind von West nach Ost die B 279 (Bischofsheim in der Rhön bis Bad Königshofen im Grabfeld) sowie von Nord nach Nordwest die B 285 (Mellrichstadt bis Nordheim vor der Rhön). Parallel zur A 71 in Nord-Süd Richtung finden sich keine Siedlungen, lediglich parallel dazu auf der Strecke Mellrichstadt – Bad Neustadt an der Saale. Insbesondere Bad Neustadt an der Saale fällt durch hohe Zersiedlungswerte auf, was auf die Funktion als Oberzentrum zurückzuführen ist.

Die aggregierte Zersiedelung für den Landkreis beträgt 2,13 DSE/m², was einer leichten bis mittleren Zersiedlung gleichkommt. Der bayerische Durchschnitt liegt bei 3,65 DSE/m².

Vgl. IÖR-Monitor: https://monitor.ioer.de/?rid=3536 (09.02.2021), Stand der Daten: 2010.

Komplementär zum methodischen Ansatz der „Gewichteten Zersiedelung“, welcher sich auf besiedelte Flächen bezieht, wird ein räumlicher (Multi‑)Indikator zur Bewertung der Freiraumstruktur (Peters 2020) angewandt. Für diesen Ansatz wird Freiraum als unbebaute und unzerschnittene Landschaft definiert. Zur Untersuchung des Freiraums werden diskrete Landschaftselemente, bei denen es sich um die kleinste als weitgehend homogen anzusehende Nutzungseinheit handelt, betrachtet. Die Freiraumstruktur ergibt sich aus der Anordnung und Zusammensetzung dieser Landschaftselemente (Walz 2013: 12).

Zur Bestimmung der Freiraumstruktur liegt eine Vielzahl möglicher Indikatoren vor, die unterschiedliche Komponenten eines Landschaftselements beschreiben können, wie etwa Größe, Form, Lage, Umfang (Walz 2013: 16 ff.). Um Lücken in den bestehenden Systemen sowie der amtlichen Flächenstatistik zu schließen, wurde der IÖR-Monitor am Leibniz-Institut für ökologische Raumentwicklung entwickelt.

Vgl. IÖR-Monitor (Stand 2019): https://www.ioer-monitor.de/fileadmin/user_upload/monitor/pdf/Indikatoren_IOER-Monitor.pdf (09.02.2021).

Zur Bestimmung der Landschaftszerschneidung wurde die Verkehrslinienlänge angewendet (Jaeger 2003: 11). Straßen mit einer Zerschneidungswirkung (in dieser Untersuchung Straßen >5,5 Meter) wurden als Trennelemente in der Landschaft betrachtet und, entsprechend den Randdichten, ihre Länge auf das 500-m-Raster aggregiert. Aufgrund der rasterbasierten Methodik konnte auf eine Einbeziehung der Verkehrsliniendichte verzichtet werden. Abschließend wurden die drei Indikatoren standardisiert und ein Mittelwert aus den standardisierten Variablen gebildet (Stein/Walz 2018 : 156 ff.), der je nach Höhe des Werts den Strukturreichtum beschreibt.

Für eine genauere Erläuterung der Konzeption und Berechnung des Indikators „Freiraumstruktur“ wird auf das Online Supplementary Material verwiesen (https://doi.org/10.14512/rur.40).

In Abbildung 3 wird der Indikator „Freiraumstruktur“ in einem 500-m-Raster präsentiert. Die Ergebnisse wurden nach der ArcGIS-Klassifizierung „Quantile“ in zehn Klassen strukturiert, wobei alle Klassen die gleiche Anzahl von Merkmalen besitzen. Je höher der Wert ist, desto strukturreicher ist der Freiraum. Entsprechend sind niedrige Werte als strukturschwacher Freiraum anzusehen. Zusätzlich zur „Freiraumstruktur“ sind die Bayerischen Staatsforste in gemeindefreien Gebieten sowie Naturschutz- und Natura-2000-Gebiete dargestellt. Insbesondere im Bereich der gemeindefreien Gebiete herrscht geringer Strukturreichtum. Dies ist auf die Funktion der Flächen als wirtschaftlich genutzte Forste zurückzuführen. Insbesondere der Burgwallbacher Forst im Südwesten, der Sulzfelder Forst und der Bundorfer Forst im Südosten sowie der Mellrichstadter Forst im Norden fallen hier auf. Ausschlaggebend für die Werte ist, dass lediglich eine geringe Landschaftszerschneidung als positiver Teilindikator vorliegt, demgegenüber jedoch nur geringe Randdichten und eine niedrige Flächennutzungsvielfalt als negative Teilindikatoren bestehen.

Dabei wird die Waldstruktur im engeren Sinne nicht tiefergehend untersucht. Denn dies ist aufgrund der geringen Differenzierung von Waldflächen im Objektartenkatalog des zugrunde liegenden ATKIS Basis-DLM kaum zufriedenstellend möglich.

Besonders strukturreich sind die Flächen im Westen und Nordwesten des Landkreises, die zu den Kernzonen des Biosphärenreservats Rhön gehören oder sich in unmittelbarer Umgebung befinden. Dort verfügt die Landschaft kulturgeschichtlich bedingt über einen hohen Grad an Offenheit (artenreiche Bergwiesen extensiver Bewirtschaftung). Zu sehen sind Maßnahmen des Biosphärenreservats, die unter anderem auf einen mosaikartigen Wechsel von strukturreichem Grünland sowie geschlossene Waldflächen und klein parzellierte Grünlandsysteme in Steillagen abzielen.

Vgl. Verein Natur und Lebensraum Rhön 2020: https://www.biosphaerenreservat-rhoen.de/natur/landschaftsbild/landschaftsbild-und-landnutzungswandel/ (09.02.2021).

Eine Herausforderung in der Erfassung der tatsächlich versiegelten Fläche war für lange Zeit der Mangel an einer einheitlichen Methodik, die in der Lage ist, flächendenkende Informationen zu liefern und dabei regionalen und auf die Bevölkerungsdichte bezogenen Unterschieden gerecht zu werden. Einen frühen Versuch zur Nutzung fernerkundlich generierter Daten testeten Kreuz und Wenng (1990), indem in einem Bottom-Up-Ansatz die Versiegelungsgrade von acht Gemeindetypen anhand von hoch aufgelösten Luftbilddaten manuell ausgewertet wurden. Zur automatisierten Fortschreibung von gemeindebasierten Versiegelungsgraden eignete sich dieser Ansatz nicht. Dies wandelte sich mit der Änderung der Datenpolitik des „United States Geological Surveys“ (USGS) bezüglich der Landsat-Daten im Jahr 2009, einhergehend mit der steten Verbesserung der Rechnerkapazitäten. Im Folgenden wurden verschiedene Verfahren zur Abschätzung der Bodenversiegelung vorangetrieben (Bauer/Loffelholz/Wilson 2008; Weng/Lu 2008; Esch/Himmler/Schorcht et al. 2009). Die fernerkundliche Datengrundlage verbessert sich seitdem stetig, insbesondere seit dem Start von Landsat‑8 und der Sentinel-Serie (vor allem Sentinel-2). Dennoch genügen die existierenden Verfahren noch immer nicht den Ansprüchen eines belastbaren kleinräumigen Monitorings (Meinel/Reiter 2019: 169). Die Gründe dafür sind systematisch. Fehlende Datensicherheit durch Wolkenbedeckung, räumliche Auflösungen, die keine exakte Abgrenzung einzelner Siedlungselemente erlauben, Überdeckung von versiegelter Fläche durch hohe Vegetation oder Schattenwurf sind neben methodischen Herausforderungen nur einige Faktoren, die ein kleinräumiges Monitoring erschweren.

Im Jahr 2007 veröffentlichte der Freistaat Bayern die Studie „Satellitengestützte Erfassung der Bodenversiegelung in Bayern“ (LfU 2007), in der erstmals auf der Basis von Fernerkundungsdaten flächendeckend die Bodenversiegelung auf Gemeindeebene ermittelt wurde. Zur Anwendung kam ein Ansatz des maschinellen Lernens, indem Reflexionsspektren von Landsat-Daten des Jahres 2000 auf höher aufgelöste Versiegelungsinformationen trainiert und dann auf die gesamte Siedlungs- und Verkehrsfläche übertragen werden konnten (Esch/Himmler/Schorcht et al. 2009: 1682 ff.). Anschließend wurden die fernerkundlich erzielten Ergebnisse durch eine GIS-Verschneidung mit den Versiegelungsanteilen von Straßen und Bahnlinien ergänzt. Die Erfassung dieser teilweise schmalen linienhaften Elemente war mit den verwendeten 30 Meter aufgelösten Landsat-Daten nicht zufriedenstellend möglich. Dieser Ansatz wurde im Jahr 2016 mit Landsat-Daten des Jahres 2015 erneut angewendet (LfU 2017). Als Ergebnis liefern diese Studien pro Gemeinde den Versiegelungsgrad innerhalb der Siedlungs- und Verkehrsfläche sowie die versiegelte Fläche pro Einwohner (LfU 2017: 30). Für die Gemeinde Bischofsheim lässt sich beispielhaft für das Jahr 2000 (bzw. 2015) ein Versiegelungsgrad der Siedlungs- und Verkehrsfläche von 45,3 % (44,6 %) sowie eine Pro-Kopf-Versiegelung von 561 m² (355 m²) nennen. Der Landkreis Rhön-Grabfeld weist für das Jahr 2000 (2015) einen Versiegelungsgrad von 50,9 % (50,0 %) und eine Pro-Kopf-Versiegelung von 547 m² (389 m²) auf.

Einen weiteren konsistenten Datensatz zur Flächenversiegelung liefert seit 2016 der „Copernicus Land Monitoring Service“. Dieser europäische Dienst stellt Daten für die Jahre 2006, 2009, 2012 und 2015 bereit (Langanke 2016: 12 ff.). Entgegen dem Ansatz von Esch, Himmler, Schorcht et al. (2009) werden in diesem Ansatz jedoch kleine Straßen und andere linienhafte Verkehrselemente nicht gesondert eingebunden. Somit sind die beiden Datensätze trotz ähnlicher Ausgangsdatenlage nicht miteinander vergleichbar. Für die Gemeinde Bischofsheim wird für die einzelnen Zeitschnitte eine versiegelte Fläche von 125,8 ha (2006), 125,8 ha (2009), 128,2 ha (2012) sowie 127,6 ha (2015) ermittelt. Mit einer Zunahme der Versiegelung von 1,8 ha liegt Bischofsheim über dem Median im Landkreis. 15 Gemeinden zeigen eine höhere, 21 Gemeinden eine geringere Zunahme.

Da in der von Esch, Himmler, Schorcht et al. (2009) praktizierten Methodik die Versiegelungsinformationen lediglich auf der Basis der Gemeinden vorliegen, werden in der hier vorgeschlagenen Vorgehensweise die rasterbasierten Daten von Langanke (2016) verwendet, die zudem aktueller sind. Um die darin fehlende Berücksichtigung linienhafter Verkehrselemente außerhalb der Siedlungskörper auszugleichen, werden die frei verfügbaren Daten aus OpenStreetMap (OSM) eingebunden. Hierzu werden für jedes 500-m-Rasterelement außerhalb der Siedlungskörper die Straßen und Wege (in OSM: „ways“) heruntergeladen und entsprechend ihrer Kennung (in OSM: „key“) mit einer Breite versehen. Die Breite der Straßen und Wege entspricht der vom Landesamt für Umwelt (LfU 2017: 29 f.) angegebenen Breite, die wiederum auf der Grundlage der Autobahndirektion Südbayern basieren.

Im Indikator „Versiegelte Fläche“ (vgl. Abbildung 4) sind insbesondere die Siedlungsräume deutlich zu erkennen. Die am stärksten versiegelten Rasterzellen liegen in den Städten des Landkreises und erreichen zum Teil Versiegelungsanteile von 80 %, was über 200.000 m² versiegelter Fläche in einer 500 m breiten Rasterzelle entspricht. Durch die Integration der Straßen und Wege aus OSM zeigen sich zudem Unterschiede der Flächenversiegelung in den siedlungsfernen Lagen. Die auf 20 Meter aufgelösten Rasterdaten von Langanke (2016) werden ebenfalls auf 500x500 Meter aggregiert und so mit den Informationen aus OSM verschnitten.

Neben den in der Karte eingezeichneten Bundesstraßen und Autobahnen stechen besonders die räumlichen Muster weiterer Verkehrsachsen einschließlich der dadurch verbundenen Siedlungen hervor, wie etwa die Staatsstraße 2445 zwischen Mellrichstadt und Bad Neustadt an der Saale sowie die Staatsstraße 2289 zwischen Nordheim vor der Rhön und Bischofsheim in der Rhön. Ein Vorteil der rasterbasierten Darstellung der Flächenversiegelung liegt vor allem darin, Vergleiche zu den jeweiligen Anteilen der Siedlungs- und Verkehrsfläche (vgl. Abbildung 1) vornehmen zu können. Auch wenn sich die Skalen der jeweiligen Farbdarstellungen unterscheiden, zeigt sich, dass selbst kleinere ländliche Gemeinden mit geringen SuV-Anteilen zum Teil durch ein relativ hohes Maß an Flächenversiegelung geprägt sind.

Mit dem „Millennium Ecosystem Assessment“ (MEA 2005) setzt eine intensive Auseinandersetzung und zunehmende Erweiterung des Konzepts der Ökosystemleistungen ein. Das vorrangige Ziel dieses Konzeptes ist es, Ökosysteme als grundlegenden Wohlfahrtsfaktor, als Quelle für menschliches Wohlbefinden zu identifizieren, zu monetarisieren und somit besser zu schützen. Zahlreiche Ökosystemleistungen sind grundsätzlich als öffentliche Güter anzusehen, für die keine direkten Marktmechanismen greifen. Soll eine Monetarisierung von Ökosystemleistungen betrieben werden, kann diese allenfalls indirekt über hypothetische Märkte geschehen. Diese monetäre Bewertung dient dann als Basis für öffentliche Entscheidungen und individuelle Verhaltensweisen (Goulder/Kennedy 2011: 15; TEEB 2012: 21; van Beukering/Brouwer/Koetse 2015: 90). Die Klassifikation des „Millennium Ecosystem Assessment“ unterteilt Ökosystemleistungen in Versorgungsleistungen, Regulierungsleistungen, kulturelle Leistungen und unterstützende Leistungen (MEA 2005: 40).

Die Schädigung regionaler und globaler Ökosysteme impliziert im Konzept der Ökosystemleistungen entsprechende gesellschaftliche Kosten. Bezüglich der Freiflächeninanspruchnahme ist daher primär ein sparsamer Umgang mit unbebauten Flächen anzustreben, denn eine spätere Flächenentsiegelung kann die Ökosystemleistungen nur sehr langfristig und unzureichend wieder herstellen. Die Flächeninanspruchnahme durch Versiegelung kann je nach Größe und Lage der Fläche ganz unterschiedliche Ökosystemleistungen beeinträchtigen. Eine Flächenversiegelung hat nicht nur Auswirkungen auf die Fläche selbst, sondern auch auf weiter entfernte Flächen. Dies wird bei der Regulierung des Wasserhaushaltes besonders deutlich, wo versiegelte Flächen zu verstärkten Hochwasserspitzen und entsprechenden Schäden in entfernteren Gebieten führen können (Graves/Morris/Deeks et al. 2015: 409). Der weitere Verlust von Ökosystemleistungen durch Flächenversiegelung umfasst Versorgungsleistungen (z. B. agrarische Produktion), Regulierungsleistungen (z. B. Hochwasserschutz), kulturelle Leistungen (z. B. Erholung) und unterstützende Leistungen (z. B. Bodenbildung). In einem konzeptionellen Rahmen werden nachfolgend unterschiedliche Kriterien zur Bewertung der Ökosystemleistungen von Flächen präsentiert, die sodann beispielhaft monetarisiert werden.

Basierend auf Flächen des Bayerischen Vertragsnaturschutzprogrammes (VNP) werden Ökosystemleistungen von Grün- und Ackerland im Landkreis Rhön-Grabfeld gegenübergestellt (vgl. Rathmann/Dubrow/Eberhardt 2019). Am Beispiel des Grünlandumbruchs kann eine Monetarisierung von VNP-Flächen gut illustriert werden. Die Klimaschutzfunktion lässt sich dabei über die Treibhausgasspeicherung pro Jahr operationalisieren. In der landwirtschaftlichen Nutzung werden insbesondere durch Grünlandumbruch, Pflanzenbau, Düngung und Tierhaltung Treibhausgase freigesetzt (Götzl/Schwaiger/Sonderegger et al. 2011: 31; Albert/Burkhard/Daube et al. 2015: 32). Die Übergangszeit bei Landnutzungsänderungen, bis sich ein neuer Systemzustand einstellt, liegt bei etwa 20 Jahren (Gensior/Dunger/Stürmer et al. 2018: 528). Daher wird die Gesamtänderung durch 20 dividiert, um eine jährliche Veränderung zu erhalten, die einen Vergleich mit anderen Ökosystemleistungen erst ermöglicht. Für den Untersuchungsraum ergeben sich dann folgende Werte: Unter einem Hektar Grünland lassen sich durchschnittlich etwa 393 t CO₂ sequestrieren, der vergleichbare Wert für Ackerland liegt nur bei 263 t CO₂; das entspricht einem Anteil von 67 %. Der Verlust an der CO₂-Speicherkapazität, der demnach durch Umwandlung generiert wird, beträgt 130 t CO₂/ha.

Die Monetarisierung der Ökosystemleistung Klimaschutz wird in Werten für vermiedene Kohlenstoffemissionen dargestellt (Remme/Edens/Schröter et al. 2015: 120). Dies basiert auf den Schadenskosten der Methodenkonvention 3.0 des Umweltbundesamtes, wobei ein Wert von 180 Euro/t CO₂ äquivalent für das Jahr 2016 bei einer Zeitpräferenzrate von einem Prozent empfohlen wird (Matthey/Bünger 2018: 9). Dabei werden die Klimakostensätze für die Jahre 2030 und 2050 angegeben. Um die Schadenskosten für das Jahr 2018 zu ermitteln, wird zwischen den Werten für 2016 und 2030 linear interpoliert. Der Schadenskostensatz für 2018 beträgt etwa 185 Euro. Zur Preisbereinigung des Kostensatzes wird der Verbraucherpreisindex 2018 des Statistischen Bundesamts verwendet.

https://www.destatis.de/DE/ZahlenFakten/GesamtwirtschaftUmwelt/Preise/Verbraucherpreisindizes/Tabellen_/VerbraucherpreiseKategorien.html?cms_gtp=145114_list%253D2%2526145112_list%253D2%2526145110_slot%253D2 (09.02.2021).

Noch deutlicher werden die Änderungen der Ökosystemleistungen am Beispiel der Umweltleistung „Erhalt der Biodiversität“, welche immer in der relativen Standortlage bewertet werden muss. Eine Versiegelungsmaßnahme führt zu drastischen Änderungen der Biodiversität. Nicht nur am Standort selbst, sondern durch eine Habitatzerschneidung sind auch negative Auswirkungen auf die Umgebung gegeben. Die Ökosystemleistungen einer Fläche lassen sich dabei nicht nur absolut angeben, da diese immer relational von der Lage und Größe der jeweiligen Fläche abhängen. Ökosystemleistungen bezüglich der absoluten Lage einer Fläche lassen sich beispielsweise über das Naturraumpotenzial spezifizieren. Die relative Lage einer Fläche bezieht sich beispielsweise auf die Nähe von Siedlungen. Die Habitatfunktion einer Fläche ist hingegen für viele Arten in siedlungsfernen Lagen besser – dies gilt insbesondere für hoch spezialisierte Arten, beispielsweise Schmetterlinge. Einen Einfluss hat auch die Siedlungsstruktur. Eine stark gestreute Siedlung erleichtert die Ausbreitung von Generalisten oder Neophyten, spezialisierte Arten profitieren hingegen von kompakteren Siedlungen (Tobias/Ströbele/Nobis et al. 2016: 6).

Bei der Monetarisierung von durch Entsiegelungsmaßnahmen gewonnenen Ökosystemleistungen ist der zeitliche Bezugsrahmen entscheidend für die Höhe der Ökosystemleistungen, wie am Beispiel der „Klimakosten“ schon gezeigt wurde. Schließlich benötigt eine entsiegelte Fläche eine gewisse Zeit, um die Ökosystemleistungen voll zur Entfaltung zu bringen. Nach 15 Jahren lassen sich die bodenphysikalischen Eigenschaften für eine agrarische Nutzung wiederherstellen, die ursprünglichen natürlichen Eigenschaften sind damit aber noch nicht erreicht (Tobias/Conen/Duss et al. 2018: 2015). Die Übergangszeit beim Grünlandumbruch bezüglich des geänderten Kohlenstoffhaushaltes wird mit 20 Jahren veranschlagt (Gensior/Dunger/Stürmer et al. 2018: 582). Gleichzeitig ist zu berücksichtigen, dass die Ökosystemleistungen über die eigentliche Fläche hinausreichen können. Auf der Mikroebene wirkt eine Entsiegelung unmittelbar beispielsweise als Habitatgewinn, auf der Mesoebene kann sich eine verbesserte klimaregulierende Leistung auswirken und auf der Makroebene sind Einflüsse auf den Wasserhaushalt durch eine wiedergewonnene Versickerung erkennbar. Weiter ist ein Skaleneffekt zu beachten: Bestimmte Ökosystemleistungen sind unmittelbar an die Größe der Fläche gebunden, was sich für artspezifische Habitate deutlich belegen lässt. Regulierende Ökosystemleistungen wirken aber auf jeder Flächengröße.