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Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen für gefährdete Bestände der Trollblume an ihrem nordwestlichen Verbreitungsrand


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Naturschutz und Landschaftsplanung - epaper ⋅ Ausgabe 5/2022 vom 28.04.2022

Originalarbeit

Eingereicht am 21. 08. 2021, angenommen am 12. 03. 2022

Abstracts

Die Trollblume (Trollius europaeus L.), die weder über eine persistente Diasporenbank noch über effiziente Samenausbreitungsmechanismen verfügt, ist im nördlichen Rothaargebirge durch die zunehmende Fragmentierung der Landschaft und inadäquate Grünlandbewirtschaftung stark in ihrem Bestand bedroht. Ad hoc wurden Bestandsstützungen mit 369 eineinhalbjährigen sowie später eine Neuansiedlung mit 1.755 halbjährigen ex situ angezogenen Individuen durchgeführt. Die Ex-situ-/In-situ-Maßnahmen wurden mit neu entwickelten Mikrosatellitenmarkern populationsgenetisch begleitet. Nach fünf Jahren betrug die durchschnittliche Überlebensrate auf den sechs bestandsgestützten Flächen 60 %. Die Blühraten waren stark abhängig von der Bewirtschaftung der Flächen und variierten zwischen 1 % (Beweidung ab Mai) und 82 % (Mahd, späte ...

Artikelbild für den Artikel "Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen für gefährdete Bestände der Trollblume an ihrem nordwestlichen Verbreitungsrand" aus der Ausgabe 5/2022 von Naturschutz und Landschaftsplanung. Dieses epaper sofort kaufen oder online lesen mit der Zeitschriften-Flatrate United Kiosk NEWS.

Bildquelle: Naturschutz und Landschaftsplanung, Ausgabe 5/2022

Abb. 1: Lage der Trollius-Bestandsstützungsflächen und der I-Saatgut-Spenderfläche im Hochsauerlandkreis.
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... Schafbeweidung). Eine erste Verjüngung wurde bereits drei Jahre nach der Auspflanzung festgestellt. Bei der Neuansiedlung betrug die Überlebensrate ein Jahr nach der Anpflanzung 80 % und die Blührate 59 %, nach zwei Jahren 72 % und 10 %. Populationsgenetische Untersuchungen zeigten, dass die kleinen Trollius-Reliktbestände und damit mutmaßlich auch die ex situ vermehrten Nachkommenschaften noch hinreichend genetisch divers waren und in räumlich abgrenzbaren genetischen Clustern organisiert sind.

Für Trollius-Bestände des nördlichen Rothaargebirges wurden die im Folgenden beschriebenen Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen im Jahr 2013 eingeleitet. Einerseits wurden in sieben ausgewählten Beständen Samen gesammelt und die daraus angezogenen Pflanzen in die Ausgangsbestände zurückverbracht (Trollius-Bestandsstützungen). Andererseits wurden angezogene Pflanzen aus einem der größten verbliebenen Trollius- Bestände auf eine benachbarte Fläche ausgepflanzt (Trollius-Neuansiedlung). Im Rahmen der Erfolgskontrolle wurden Daten zum Anwachsen und Überleben der ausgepflanzten Individuen sowie zu deren Blütenbildung und Verjüngung erhoben. Für einen langfristigen Etablierungserfolg vor allem der Neuansiedlung ist zu beachten, dass T. europaeus bestäubungsökologisch von Blumenfliegen (Anthomyiidae) der Gattung Chiastocheta abhängig ist (Klank et al. 2010, Pellmyr 1989). Folglich wurden auf der Neuansiedlungsfläche zusätzlich Untersuchungen zum Vorkommen der Blumenfliegen durchgeführt.

Bei den oftmals kleinen Reliktpopulationen kann ein bestehendes Inzuchtrisiko nicht ausgeschlossen werden (Matthies et al. 2004). In einem solchen Fall wäre nach der Rückpflanzung der von dort gewonnenen ex situ angezogenen Nachkommen mit einem sich verstärkenden negativen Effekt durch zunehmende Inzucht zu rechnen. Im Extremfall würde dieser in einen Aussterbestrudel münden (Gilpin & Soulé 1986). Daher spielen populationsgenetische Untersuchungen bei Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen von bedrohten Arten eine große Rolle (Frankham et al. 2010, Holderegger & Segelbacher 2016). Um ein Inzuchtrisiko bei den hier vorgestellten Trollius-Erhaltungsmaßnahmen abzuschätzen, wurden zunächst artspezifische genetische Marker entwickelt. Mit diesen wurde die genetische Struktur und Diversität der Quellpopulationen ermittelt, aus denen die ex situ angezogenen Nachkommenschaften stammen. Die Populationen wurden darüber hinaus auf ihre genetische Differenzierung untersucht, um eine Datengrundlage für ein mögliches Verbringen von Nachkommenschaften in andere als die Quellpopulationen zu schaffen. Ferner sollte für in situ rückverbrachte Pflanzen exemplarisch an einem der Bestände ermittelt werden, wie genetisch divers diese im Vergleich zum Ausgangsbestand sind.

Im Fazit werden Akteuren in Naturschutz und Landschaftspflege Empfehlungen für Trollius-Erhaltungsmaßnahmen gegeben.

2 Material und Methoden

2.1 Untersuchungsraum, Samenernte und Ex-situ-Anzucht

Im Winterberger Raum (Hochsauerlandkreis) wurden von Ende Juni bis Mitte Juli 2013 in acht Trollius-Beständen NuL2231).Sammelbalgfrüchte geerntet (Abb. 1, Tab. A1 im Online-Anhang zu diesem Beitrag unter Webcode Die Trollius-Sammelbalgfrüchte wurden nach Mutterpflanzen getrennt getrocknet und an- schließend in der Samenbank des Botanischen Gartens Marburg bei 4 °C und 30 % Luftfeuchtigkeit eingelagert. Von allen beernteten generativen Individuen sowie von zahlreichen vegetativen Individuen wurden Blätter für spätere populationsgenetische Untersuchungen entnommen und getrocknet aufbewahrt. In den Jahren 2014, 2016 und 2018 wurde Saatgut aus der Samenbank entnommen. Nicht von Chiastocheta-Larven angefressene Samen wurden separiert und die Keimung in mit doppelter Filtrierpapierlage versehenen Petrischalen unter Zusatz von 0,05 % Gibberellinsäure-Lösung (Samen etwa bis zur halben Höhe in der Lösung) induziert. Die Petrischalen mit den Samen verblieben bis zur Keimung bei circa 20 °C und unter natürlichen Tag-Nacht-Bedingungen im Labor. Der Flüssigkeitsstand in den Petrischalen wurde mit abgekochtem Leitungswasser konstant gehalten. Die Trollius-Keimlinge wurden in Kulturerde in 7er-Tontöpfe auspikiert und bei 10–15 °C im Erdgewächshaus kultiviert. Nach circa 14 Wochen erfolgte die Vereinzelung der Trollius-Jungpflanzen in 7er-Kunststofftöpfe, die in Erdkästen im Freiland aufgestellt wurden.

2.2 Bestandsstützung

Anfang Oktober 2015 wurden eineinhalb Jahre alte im Botanischen Garten kultivierte Trollius-Individuen an den Standorten Helletal, Orketal1, Orketal3, Elkeringhausen, Büretal, Nuhnetal und Sonneborn (Abb. 1, Tab. 1) gepflanzt. An den Standorten Helletal und Orketal3 wurden 2017 weitere Trollius-Individuen ausgepflanzt. Um ein Monitoring der Auspflanzungen zu ermöglichen, wurden die Trollius-Individuen im Abstand von 2m in Reihen gepflanzt; die Reihen zueinander hatten ebenfalls einen Abstand von 2 m. Zudem wurde jeweils eine Lebend-Sammlung (Ex-situ-Sammlung) im Botanischen Garten Marburg angelegt. Dazu wurden für jeden Bestand pro Mutterpflanze je zwei aus Saatgut gezogene Trollius-Individuen im Botanischen Garten gepflanzt. In den in situ gepflanzten Trollius-Beständen erfolgte jährlich die Erfassung der Überlebens-und Blühraten, der Anzahl der Blüten je Pflanze sowie die Registrierung eventueller Verjüngung.

2.3 Neuansiedlung

Zur Neubegründung eines Bestandes auf einer Naturschutzfläche im Helletal, die sich im Eigentum Nordrhein-Westfalens befindet, wurde für die Ex-situ-Vermehrung Saatgut von zwei nahe gelegenen Beständen (H-und I-Bestand, Abb. 1, 2) verwendet und im Oktober 2018 halbjährige Pflanzen im Abstand von 2m in Reihen gepflanzt und in den Folgejahren über die Erfassung der Überlebensund Blühraten sowie der Anzahl der Blüten je Pflanze die Erfolgskontrolle durchgeführt. Im Jahr nach der Bestandsneubegründung wurden zusätzlich die Präsenz von Blumenfliegen und deren bestäubungsökologische Auswirkungen auf den Trollius-Bestand untersucht. Hierzu wurden 2019 bei 21 Sammelbalgfrüchten die Anzahl Samen je Sammelbalgfrucht (unterschieden nach angefressenen und intakten Samen), die Anzahl Bälge je Sammelbalgfrucht, die durchschnittliche Masse der nicht angefressenen Samen sowie die Anzahl der Chiastocheta-Eihüllen an den Sammelbalgfrüchten ermittelt (vergleiche Kowarsch 1997).

2.4 Populationsgenetische Untersuchungen

Für die populationsgenetischen Untersuchungen wurden die hierfür gängigen genetischen Marker, DNA-Mikrosatelliten des Zellkerns, von uns für T. europaeus neu entwickelt. Vorab wurden die notwendigen Sequenzierungen sowie die bioinformatische Analyse von der Firma Ecogenics (Zürich, Schweiz) durchgeführt. Ausgewählte Mikrosatellitensequenzen wurden dann nach dem in Bozzi et al. (2015) vorgestellten Verfahren auf gewünschte Markereigenschaften geprüft. Bei der Verwendung von Mikrosatellitenmarkern liegt die kritische Stichprobengröße bei minimal etwa 20 Individuen. Andernfalls droht die Gefahr der Unterschätzung der tatsächlich vorhandenen genetischen Diversität und einer Verzerrung von Inzuchtkoeffizienten und Differenzierungsmaßen (Aguirre-Ligousi et al. 2020). Deshalb wurden für die populationsgenetischen Untersuchungen jeweils die Bestände des Helletals und des Orketals zusammengefasst und der Bestand Sonneborn nicht untersucht (Abb. 1, Tab. 1). Die entwickelten Mikrosatelliten-Marker (Tab. A2, NuL2231) wurden daraufhin an insgesamt 309 Individuen aus fünf Populationen zur Ermittlung der populationsgenetischen Parameter eingesetzt. Darüber hinaus wurden mit diesen Markern im Bestand Büretal aus der Auspflanzkampagne 2015 zusätzlich insgesamt 24 ex situ angezogene Nachkommen (je acht von drei Mutterpflanzen) genotypisiert (Tab. 1).

Die DNA-Extraktion erfolgte an getrockneten Blättern, wie in Bozzi et al. (2015) beschrieben. Die PCR-Amplifikation wurde in einem Thermocycler der Firma Biometra (Göttingen, Deutschland) mit entsprechenden PCR-Cocktails und Temperaturzyklen (Tab. A3, NuL2231) durchgeführt. Eine Genotypisierung erfolgte mittels einer automatisierten Kapillargelelektrophorese (ABI 3500 Genetic Analyser, Thermo Fisher Scientific GmbH, St. Leon-Rot, Deutschland) sowie mit der Auswertungssoftware Genemarker 2.7.0 (Softgenetics, State College, PA, USA).

Um abschätzen zu können, inwieweit in den kleinen Quellpopulationen bereits eine genetische Erosion durch Verwandtschaftspaarung stattgefunden hat, wurde der Inzuchtkoeffizient F ermittelt. Dieser errechnet sich, indem die tatsächlich vorhandene Mischerbigkeit (beobachtete Heterozygotie) der Population mit einer Heterozygotie ins Verhältnis gesetzt wird, die sich theoretisch in einer „idealen“ Population einstellen würde (erwartete Heterozygotie). Dabei bedeutet „ideal“, dass in einer solchen theoretischen Population Zufallspaarung (Panmixie) herrscht. Sollte dabei Verwandtschaftspaarung stattfinden, so trägt diese nur zu einem sehr geringen Anteil zum gesamten Spektrum bei. Wenn F positiv von 0 abweicht, sind Verwandtschaftspaarungen häufiger, als sie bei zufälliger Paarung zu erwarten wären. Die erwartete Heterozygotie ist gleichzeitig ein Maß für die genetische Diversität (Referenzen zu Algorithmen und Software in Box A1 unter NuL2231).

Untersuchungen zur Differenzierung der Populationen wurden mit verschiedenen Algorithmen durchgeführt. Sie sind ein indirektes Maß für den Genfluss, das heißt den genetischen Austausch zwischen Populationen. Zum einen wurde eine Analyse der molekularen Varianz (AMOVA) in und zwischen Populationen durchgeführt. Je höher der Anteil der Varianz zwischen den Populationen bezogen auf die Gesamtvarianz ist, desto größer ist die Differenzierung. Basierend auf der AMOVA wurde der Fixierungsindex F'ST berechnet. Weiterhin wurde die allelische Differenzierung Dest bestimmt. Diese beiden Maße erlauben eine Abschätzung der genetischen Verschiedenheit der untersuchten Populationen. Sie schwanken zwischen 0 (identisch) und 1 (vollkommen verschieden). Liegt der klassische FST -Wert zwischen 0,05 und 0,15 spricht man von einer leichten, bei Werten über 0,25 von einer großen genetischen Verschiedenheit (Holderegger & Segelbacher 2016). Zudem führten wir eine Bayes’sche Clusteranalyse durch. Sie verschafft einen Einblick, welche konkreten Bestände miteinander genetische Gruppen bilden. Die beiden Helletalbestände H und I als Quellbestände für die Trollius-Neuansiedlung NuL2231).H-I flossen getrennt in die Analyse ein (Abb. 2). Es galt zu prüfen, ob es sich bei diesen ursprünglich räumlich zusammenhängenden Beständen auch um dieselbe genetische Gruppe handelt. Mithilfe der Clusteranalyse wurde zunächst modelliert, wie viele voneinander abgrenzbare Hardy-Weinberg-Fortpflanzungsgemeinschaften sich aus allen untersuchten Beständen darstellen lassen. Dann wurde die jeweilige Wahrscheinlichkeit ermittelt, mit der die Individuen der einzelnen Bestände nachträglich den theoretisch ermittelten Populationen zugeordnet werden können. Die Ergebnisse der Clusteranalyse wurden zuletzt in einer geografischen Karte visualisiert (Referenzen zu Modellen, Algorithmen und Software in Box A1 unter NuL2231).

3 Ergebnisse

3.1 Ex-situ-Anzucht

Aus 940 im Botanischen Garten Marburg ausgebrachten Trollius-Samen gingen bei Grafik: Norbert R. Kowarsch & Nicole Fichna einer Keimungsrate von 50 % und einer Ausfallrate von 24 % nach dem Pikieren 352 auspflanzungsfähige eineinhalbjährige Trollius- Individuen für die Bestandsstützung 2015 hervor. Für die Neubegründung des H-I-Bestands im Helletal im Oktober 2018 standen 1.755 halbjährige Trollblumen von 82 Mutterherkünften (8 H-Mutterpflanzen und 74 I-Mutterpflanzen) zur Verfügung. Die Keimungsrate der Samen lag bei über 90 %, der Ausfall nach dem Pikieren unter 5%.

3.2 Bestandsstützung

Die Überlebensraten der im Oktober 2015 ausgepflanzten Trollius-Individuen lagen über alle Standorte gemittelt im Mai 2016 bei 96 % und im Mai 2020 bei 60 % (Abb. 3a). Die durchschnittliche Blührate betrug im ersten Jahr nach der Auspflanzung 62 %, nahm im Folgejahr ab, stieg dann wieder an und lag im Mai 2020 bei 38 % (Abb. 3b).

Auf den Flächen im Nuhnetal (Beweidung mit Rindern, Abb. 4a) und im Orketal3 (Störungen durch Wildschweine) gingen die Blühraten in den fünf Jahren nach der Auspflanzung kontinuierlich zurück (Abb. 3b). Der jeweils ab August mit Schafen beweidete Orketal1-Bestand wies viele große und kräftige Trollius-Individuen auf (Abb. 4b). Im Jahr 2020 lag dort die Überlebensrate bei 70 %. Die Blührate war mit 82 % am höchsten und mit durchschnittlich 5,2 Blüten je generativer Pflanze waren hier die blütenreichsten Trollblumen zu finden (Tab. 2). Auch der bis 2016 einmal im Jahr gemähte und von 2017 an jeweils ab Juli mit Rindern beweidete Helletal-Bestand wies mit 67 % eine vergleichbar hohe Überlebensrate bei deutlich niedrigerer Blührate (41 %) auf (Tab. 2, Abb. 4c). Die kleine Büretal-Auspflanzungsfläche wurde immer wieder von den Rindern als Lagerplatz genutzt und daher ab 2016 eingezäunt (Tab. A1 unter NuL2231, Abb. 4d). Im Jahr 2020 waren hier sowohl die Überlebensrate als auch die Blührate der ausgepflanzten Trollius-Individuen im Gesamtvergleich unterdurchschnittlich (Abb. 3). Im Bestand Elkeringhausen war drei Jahre nach der Auspflanzung eine Verjüngung aus der Bestandsstützung heraus erreicht worden (Abb. 4e). Im Jahr 2020 wurden auf dieser Fläche 75 neu hinzugekommene Trollius-Individuen, davon acht blühende Pflanzen, registriert (Tab. 2). Der Auspflanzungsstandort Sonneborn konnte in der Auswertung keine Berücksichtigung finden, da einerseits 2014/ 2015 illegal ein Wildacker auf dem Großteil der Fläche angelegt wurde und andererseits die ausgepflanzten Trollblumen im Frühjahr 2016 von unbekannten Personen durch Überhäufen mit Salz vernichtet wurden (Abb. 4f). Lediglich eine Trollblume hat bis 2020 überlebt (Tab. 2).

3.3 Neuansiedlung

Von den 1.755 im Oktober 2018 ausgepflanzten Trollius-Individuen konnten im Mai 2019 auf der H-I-Fläche 1.403 lebende Individuen gezählt werden (Abb. 2). Die Überlebensrate betrug 80 %, die Blührate 59 % (Tab. 3). In diesem neu etablierten Bestand konnte 2019 die Präsenz des Hauptbestäubers von T. europaeus über die Anwesenheit von Chiasto-cheta-Eihüllen an den Sammelbalgfrüchten und über zahlreiche angefressene Trollius- Samen nachgewiesen werden. Die prozentuale Samenprädation ist im H-I-Bestand 2019 mit 43,8 % gegenüber 25,8 % im H-Bestand 1996 deutlich höher; ebenso die prozentuale Samenprädation pro Ei (Tab. 4). Die durchschnittliche Samenmasse war mit 0,616 mg/ Samen 2019 gegenüber 0,608 mg/Samen 1996 nahezu gleich geblieben. Auch die Anzahl der Samen pro Karpell war mit 8,1 (2019) gegenüber 7,4 (1996) ähnlich (Tab. 4).

Für ein Monitoring der Bestandsentwicklung wurden zwei homogene Teilflächen ausgewählt. Die nördliche Teilfläche „Goldhaferwiese“ umfasst 936 Trollius-Auspflanzungen und die südliche Teilfläche „Feuchtwiese“ 299 Trollius-Auspflanzungen (Abb. 2). Im ersten Jahr nach der Auspflanzung war auf der „Goldhaferwiese“ eine Überlebensrate von 94 % und auf der „Feuchtwiese“ von 67 % zu konstatieren. 2020 betrugen die Überlebensraten 73 % und 70 % (Tab. 3).

Abb. 4: Bestandsstützungsflächen Nuhnetal, Orketal1, Helletal, Büretal, Elkeringhausen und Sonneborn

a: Nuhnetal (Mai 2020): wenige cm hohes vegetatives Trollius-Individuum; Bestandssituation

b: Orketal1 (Mai 2020): großes vegetatives Trollius-Individuum; aufblühende Trollblume

c: Helletal H (Mai 2020)

d: Büretal (Mai 2018 und Mai 2020)

e: Elkeringhausen: Trollius-Verjüngung im Mai 2018; Bestand im Mai 2020

f: Sonneborn: Wildacker- Entfernung 2015 und mit Salz überhäufte ausgepflanzte Trollblumen im April 2016.

3.4 Populationsgenetische Untersuchungen

Die Populationen Helletal, Orketal, Elkeringhausen, Büretal und Nuhnetal (Tab. 1) wiesen vergleichbare Werte für die genetische Diversität auf (korrigierte erwartete Heterozygotie, uHe, Tab. 5). Während der Bestand im Büretal mit 0,59 den niedrigsten Wert aufwies, erreichten die übrigen vier Bestände Werte von uHe > 0,66. Der Inzuchtkoeffizient war entweder leicht positiv oder negativ und schwankte zwischen –0,07 und 0,07 (Tab. 5).

Bei einem Vergleich der Diversität des Altbestandes mit den ausgepflanzten Ex-situ- Nachkommenschaften im Büretal zeigte sich ein nur geringer Unterschied, wobei letztere mit uHe = 0,63 eine geringfügig höhere erwartete Heterozygotie aufwiesen. Mit einem F von 0,09 wurde in der „Nachkommenpopulation“ im Büretal zwar der höchste aller Bestände, aber immer noch ein moderater Inzuchtkoeffizient ermittelt.

Mit allen verwendeten Differenzierungsalgorithmen konnte eine Differenzierung zwischen den Beständen festgestellt werden. Das Ergebnis der AMOVA war signifikant und belegte, dass 7 % der molekularen Varianz auf Unterschiede zwischen den Beständen zurückzuführen waren. Es wurde ein Wert von F'ST = 0,21 ermittelt und die allelische Differenzierung betrug Dest = 0,15.

Die Bayes’sche Clusteranalyse mit den im geografischen Raum visualisierten Ergebnissen erbrachte eine deutliche Unterscheidung der Bestände in drei genetische Gruppen, die den fünf Standorten konsistent zugeordnet werden konnten (Abb. 5).

4 Diskussion

Bei T. europaeus, die weder über eine persistente Diasporenbank noch über effiziente Samenausbreitungsmechanismen verfügt (vergleiche Kowarsch 1997, Milberg 1994, Müller-Schneider 1986), kann zunehmende Landschaftsfragmentierung und inadäquate Landnutzung regional zum Erlöschen von Beständen führen. Kurzfristig können hier Bestandsstützungs-und Wiederansiedlungsmaßnahmen entgegenwirken.

T. europaeus ist ex situ recht einfach in die Erhaltungs-und Vermehrungskultur zu bringen. Die im Jahr 2013 geernteten Trollius-Samen wiesen eine für alle folgenden Erhaltungsmaßnahmen hinreichende Keimfähigkeit auf. Dies betraf auch die Keimung des bis 2018 in der Samenbank des Botanischen Gartens bei 4 °C und 30 % Luftfeuchtigkeit gelagerten Saatgutes. Nach Walsh et al. (2003) zeigte T.-europaeus-Saatgut nach sechs Jahren Genbank-Einlagerung keine verminderte Keimfähigkeit, nachdem es bei -18 °C und circa 5 % Feuchtigkeit gelagert wurde. Zur Keimungsstimulierung ist eine Kältestratifikation von mehreren Wochen bis Monaten notwendig (Grime et al. 1981, Maas 1989, Milberg 1994). Alternativ wurde im Botanischen Garten Marburg der Weg der Keimungsstimulierung über die Gabe von Gibberellinsäure (vergleiche Kowarsch 1997) gegangen. Eine Vorbehandlung der Samen gegen Pilzbefall fand nicht statt, da manche Samen offensichtlich bei Anwesenheit bestimmter niederer Pilze deutlich besser keimen (vergleiche Pugh 1973). Die hohe Säm lingsmortalität während der Anzuchtphase 2015/2016 im Botanischen Garten war einem Versäumnis beim Bewässern am Wochenende geschuldet. Bei ungestörten Kulturbedingungen (wie in der Anzuchtphase 2018) konnten Sämlingsverluste unter 5 % realisiert werden.

Die Trollius-Etablierung auf unseren Bestandsstützungsflächen und der Neuansiedlungsfläche wurde durch Auspflanzungen bewerkstelligt. Dabei ist für T. europaeus wie für viele andere Stauden die Herbstauspflanzung (ausreichende Wasserversorgung, Anwachsen vor dem Winter) eindeutig vorzuziehen (vergleiche Lauterbach 2013). Die Pflanzung von im Botanischen Garten angezogenen Trollius-Individuen ist deutlich erfolgreicher als eine Aussaat in situ (vergleiche Godefroid et al. 2011). In einem Nebenversuch wurden auf einer Grünlandbrache, die 2015 erstmals seit mehr als 20 Jahren gemäht und vertikutiert wurde, auf elf 1m²- Flächen jeweils 100 Samen ausgestreut. Eine Keimling-Sämling-Etablierung fand dort nicht statt (Kowarsch, unveröffentlicht). Die Aussaat am natürlichen Standort zeigt meistens recht geringe Keimungs-und Etablierungsraten und bedarf offensichtlich sehr großer Saatgutmengen (Lauterbach et al. 2019). Die Faustregel lautet, dass sich einer von 1.000 Samen zu einer Pflanze entwickelt (ebenda). Fünf Jahre nach der Auspflanzung variierten die Überlebensraten der ausgepflanzten Trollius-Individuen je nach Art, Intensität und Zeitraum der Bewirtschaftung der Flächen zwischen 45 % und 85 %. Sämtliche Auspflanzungsflächen wurden „exten- siv“ genutzt. Das heißt, eine Mahd fand nicht vor dem 1. Juli und eine Beweidung mit weniger als zwei Großvieh-Einheiten je Hektar (GVE/ha) statt.

Die Variabilität der Überlebens-und Blühraten bei den Trollius-Bestandsstützungen konnte statistisch nicht mit den verschiedenen Nutzungsszenarien auf den Wiesen und Weiden korreliert werden. Die Erfolgskontrolle basierte nicht auf einem belastbaren statistischen Design. Sie kann jedoch wertvolle Hinweise auf mögliche Zusammenhänge für die Praxis geben. So wurde die Nuhnetal-Fläche seit 2017 bereits ab Mai mit Rindern beweidet. Fünf Jahre nach der Auspflanzung waren hier die geringste Überlebensrate (45 %) und die geringste Blührate (1 %) zu verzeichnen. Daneben wiesen 53 % der noch lebenden Trollius-Individuen Kümmerwuchs (< 5 cm Höhe) auf. Diese jahreszeitlich frühe Beweidung ermöglicht offenbar keine dauerhaft erfolgreiche Trollius-Etablierung. Auf der stark von Wildschweinen frequentierten Orketal3-Fläche waren ähnliche negative Effekte zu beobachten. Im Jahr 2020 betrug hier die Überlebensrate 54 % und von den noch lebenden Trollblumen blühten lediglich 15 %. Erfolgversprechende Überlebensraten stellten sich hingegen bei den Bewirtschaftungsvarianten Mahd ab Juli und extensive Beweidung (< 2 GVE/ha) ab Juli ein. Hierbei kam insbesondere die späte Beweidung mit Schafen den Auswirkungen einer Mahd sehr nahe (siehe Orketal1). Auch späte Rinderbeweidung führte zu erfolgversprechenden Überlebensraten (siehe Helletal). Auf der Fläche Elkeringhausen hatte die späte Beweidung mit Rindern im August offensichtlich ausreichend Störstellen für Keimung und Etablierung geschaffen bei gleichzeitiger Ermöglichung der generativen Vermehrung. Die in den fünf Jahren nach der Auspflanzung beobachteten Zusammenhänge zwischen der Grünlandbewirtschaftung und der Trollius- Bestandsentwicklung sind kongruent mit den 20-jährigen Beobachtungen in den Quellbeständen (vergleiche Kowarsch & Poschlod 2022).

Da uns keine Daten zu vergleichbaren Exsitu-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen explizit für T. europaeus in anderen Regionen bekannt sind, können wir lediglich annehmen, dass sich die vorgestellten Erhaltungsmaßnahmen offensichtlich im Erwartungshorizont von Wiederansiedlungs-und Bestandsstützungsmaßnahmen für Gefäßpflanzenarten bewegen. Godefroid et al. (2011) nennen eine durchschnittliche Überlebensrate von 30 % bei wiederangesiedelten Wildpflanzen. Lauterbach et al. (2019) berichten von Wiederansiedlungsmaßnahmen in Brandenburg mit Überlebensraten von 30–40 %.

Die Erfolgskontrollen 2019 und 2020 für die Trollius-Neuansiedlung im Helletal (H-I- Fläche) zeigten ein zufriedenstellendes Etablierungsergebnis. Es liegen mehrjährige positive Erfahrungen sowohl für frische einschürige Wiesen (nördlicher Bereich der Auspflanzungsfläche) als auch für extensiv genutzte Feuchtwiesen (südlicher Bereich der Auspflanzungsfläche) vor. Danach ist davon auszugehen, dass die alle zwei Jahre stattfindende späte Mahd (nach dem 15. Juli) im südlichen Bereich der Auspflanzungsfläche ausreichen sollte, um eine überlebensfähige Trollius-Population zu erhalten. Auf einer vergleichbar genutzten Feuchtgrünlandfläche im Namenlosetal bei Silbach (Mahd höchstens alle zwei Jahre) führte die Biologische Station Hochsauerlandkreis in Zusammenarbeit mit der Philipps-Universität Marburg im Jahr 1997 eine Trollius-Bestandsstützung durch. Die Lebensaltersstadien-Kartierungen dieses Trollius-Bestandes in den Jahren 2013 und 2016 wiesen sämtliche Lebensaltersstadien auf (vergleiche www.ex-situ-haltung. de). Bei der von uns vorgenommenen Pflanzung von 1.755 Trollius-Individuen ist davon auszugehen, dass umweltstochastische Ereignisse kein bestandsgefährdendes Ausmaß erreichen sollten. Ausgehend von Minimalgrößen überlebensfähiger Populationen von 50–1.000 Individuen (vergleiche Pavlik 1996) und durchschnittlichen Überlebensraten bei Ansiedlungen von 30 % (gemäß Godefroid et al. 2011) folgerten Lauterbach et al. (2019), dass Ansiedlungen mit weniger als 200 Individuen in der Regel nicht erfolgreich sind.

Neben demografischen sind reproduktionsbiologische und populationsgenetische Parameter weitere wichtige Kenndaten und Determinanten für eine Prognose der Bestandsentwicklung. Bereits im Folgejahr der Trollius-Neuansiedlung waren die bestäubenden Blumenfliegen in üblicher Dichte im neubegründeten H-I-Bestand vorhanden. Blumenfliegen (Anthomyiidae) der Gattung Chiastocheta sind regelmäßige Blütenbesucher von T. europaeus (Pellmyr 1989, 1992). Sie besuchen die Blüten, um geringe Mengen Pollen zu fressen, Nektar aufzunehmen, sich zu paaren und Eier abzulegen. Über das Vorhandensein von Eiern an den Trollius-Sammelbalgfrüchten kann verlässlich die Präsenz von Chiastocheta festgestellt werden (Suchan et al. 2015). Die Eiverteilung auf den Sammelbalgfrüchten ist hierbei artspezifisch (Després & Jaeger 1999, Johannesen & Loeschke 1996, Pellmyr 1989).

Sämtliche blütenökologischen Parameter befanden sich schon in der ersten Vegetationsperiode nach der Auspflanzung im Erwartungshorizont einer „bestäubungsbiologisch normalen“ Trollius-Population. Dies zeigte der Vergleich der wichtigsten blütenökologischen Parameter des H-I-Bestandes (2019) mit dem H-Bestand im Jahr 1996. Auch bewegte sich sowohl die prozentuale Samenprädation von 44 % innerhalb der Bandbreite von 8–56 %, die Després et al. (2007) bei 38 untersuchten Trollius-Populationen in den Alpen und in Lappland feststellten, als auch die ermittelte Anzahl von durchschnittlich sechs Eiern je Sammelbalgfrucht im Rahmen der von Després et al. (2007) ermittelten Variationsbreite von durchschnittlich 1–17 Eiern. Die durchschnittlich acht Samen je Balg im H-I-Bestand entsprechen ebenso der üblichen Variationsbreite von 6–10 Samen je Balg (vergleiche Jaeger et al. 2001, Kowarsch 1997).

Die Ergebnisse aus den populationsgenetischen Untersuchungen waren hinsichtlich der Einschätzung der Erfolgsaussichten der Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen eine wertvolle Informationsquelle. Dabei ließen die Werte für den Inzuchtkoeffizienten sowohl bei den Trollius-Bestandsstützungen als auch bei der Trollius-Neuansiedlung keine Gefährdung durch möglicherweise fortschreitende Inzucht erkennen. Eine Interpretation der Werte für die genetische Diversität der Populationen (uHe = 0,59–0,68) ist ungleich schwieriger. Bei Untersuchungen von 19 Trollius-Populationen in der Nordost- Schweiz mit Populationsgrößen von 100– 800.000 Individuen fanden Pluess et al. (2013) auch in den kleineren Populationen keine signifikanten Verluste der genetischen Diversität. Die Daten wurden jedoch mit einem anderen Typus von genetischem Marker erhoben und eignen sich daher nicht für einen direkten Vergleich mit den hier untersuchten Populationen. Després et al. (2002) zeigten, dass Trollius-Populationen außerhalb ihres alpinen Verbreitungsgebietes eine geringere Diversität aufwiesen, wobei Gründereffekte als Ursache vermutet werden. Ob die Trollius-Populationen am Rande ihres Verbreitungsgebietes wie hier im Rothaargebirge eine geringere genetische Vielfalt aufweisen als im Zentrum des Verbreitungsgebietes, würde sich nur durch direkte Vergleichsuntersuchungen ermitteln lassen. Nybom (2004) errechnete für Pflanzenarten verschiedener Lebensformen jeweils Durchschnittswerte der genetischen Diversität, und zwar vergleichend für verschiedene DNA-Markertypen. Danach wiesen langlebige perennierende Pflanzenarten eine mittlere erwartete Heterozygotie von He = 0,68 auf. In diesen Wert gingen 59 populationsgenetische Studien ein, die alle mit Mikrosatellitenmarkern arbeiteten. Demnach sind die von uns untersuchten Populationen von T. europaeus, die ein Alter von bis zu 50 Jahren erreichen kann (Kowarsch & Poschlod 2022), als hinreichend genetisch divers einzustufen. Dieses gilt zumindest für den Zeitpunkt der Beerntung der Blattproben im Jahr 2013.

Da jedoch in der Zwischenzeit die Bestandsgrößen der Quellpopulationen und damit die Zahl der Paarungspartner kleiner geworden sind, stellt sich die Frage nach möglichen Bestandsstützungen mit anderen als aus der eigenen Quellpopulation kommenden Ex-situ-Nachkommenschaften. Hierbei gilt es jedoch ein Auszuchtrisiko zu vermeiden (Frankham et al. 2010). Indikativ für ein solches Risiko ist ein hohes Maß an genetischer Fixierung und Differenzierung beziehungsweise abgrenzbarer Subpopulationen, zwischen denen kein oder ein nur geringer Genfluss erfolgt. Die hier untersuchten Trollius-Bestände zeigen eine schwache bis mittlere genetische Fixierung (vergleiche Holderegger & Segelbacher 2016) und allelische Differenzierung (vergleiche Jost et al. 2018) und sind in geografisch abgrenzbaren Clustern organisiert. Interessanterweise bilden die drei gefundenen genetischen Gruppen ein deutliches räumliches Muster. Diese kleinräumige geografische Struktur lässt sich mit dem geringen Aktionsradius der relativ kleinen bestäubenden Fliegen Chiastocheta spec. erklären (vergleiche Ibanez et al. 2009). Gemäß einer Metaanalyse an 337 Pflanzenarten von Gamba & Muchhala (2020) treibt eine Insektenbestäubung die genetische Fixierung von Pflanzenpopulationen umso stärker an, je kleiner die bestäubenden Insekten sind. Dieser Treiber „kleine Bestäuber“ hat nach Gamba & Muchhala (2020) eine deutlich höhere Effektstärke auf die genetische Fixierung als samenvermittelte Genflüsse.

Offenbar stehen oder standen die Populationen Helletal H und I sowie Elkeringhausen und Nuhnetal in einem intensiveren genetischen Austausch. Sie können wechselseitig als Quellpopulationen für Bestandsstützungen dienen oder deren Nachkommen auch gemischt werden, so wie es mit Helletal H und I für die Anlage der Trollius-Neuansiedlung H-I geschah. Generell gilt jedoch zu beachten, dass die von uns benutzten neutralen Marker nicht geeignet sind, genetische Unterschiede zu identifizieren, die durch Anpassung an lokale Bedingungen entstanden sind. Die Büretal-und Orketal-Populationen bilden wahrscheinlich eigene Subpopulationen. Die Büretal-Population unterscheidet sich am deutlichsten von allen anderen. Die Ursache könnte darin liegen, dass dieser Bestand möglicherweise künstlich begründet wurde (Stefan Brunzel, mündliche Mitteilung).

Zusätzlich zu den erfolgversprechenden Kenngrößen aus Demografie und Blühökologie kann davon ausgegangen werden, dass die Auspflanzungen eine hinreichende genetische Diversität aufweisen. Am Beispiel Büretal wurde deutlich, dass die genetische Diversität der ex situ vermehrten Nachkommenschaften und Auspflanzungen nicht geringer als die der Ausgangsbestände war. Insbesondere für den neuen H-I-Bestand im Helletal würden sich aus genetischer Sicht Erfolgskontrollen empfehlen, und zwar stichprobenartig an neu entstehenden Kohorten von Nachkommenschaften. Damit könnten die Effekte von Habitatqualität und populationsgenetischen Prozessen auf die Bestandsentwicklung unterschieden werden.

Fazit für die Praxis

Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen können zur Erhaltung gefährdeter Trollius- Populationen beitragen:

• Ernte möglichst vieler samentragender Individuen der Quellpopulation soll eine hinreichende genetische Diversität gewährleisten.

• Ex-situ-Keimung gelingt unter Gabe von Gibberellinsäure.

• Auspflanzungen von ex situ angezogenen Nachkommen sind einer Aussaat überlegen.

• Eignungsreihung der Bewirtschaftung von Trollius-Auspflanzungsflächen (nach absteigender Reihung) – 1–2schürige Wiesennutzung, 1. Mahd nach dem 1. Juli

– Mähweidenutzung, Mahd nach dem 1. Juli bzw. Beweidung mit max. 2 GVE/ha nach dem 1. Juli,

– Weidenutzung nach dem 1. Juli mit max. 2 GVE/ha

– bei Grünland-Nutzung vor den o. g. Terminen: Einzäunung der Auspflanzung

• Bei Neuansiedlungen ist zu beachten, dass die Hauptbestäuber einen Aktionsradius von wenigen hundert Metern haben.

• DNA-Marker für T. europaeus stehen zur Verfügung. Die untersuchten Populationen geben keine Hinweise auf Inzuchtdepression. Genfluss findet offenbar über kurze Distanzen statt. Es ist daher ratsam, bei Translokationen innerhalb von räumlich-genetischen Mustern zu bleiben.

• Neben demografischen Erfolgskontrollen empfiehlt sich ein genetisches Monitoring der Verjüngung.

Wenn T. europaeus im Hochsauerlandkreis auch zukünftig noch mit überlebensfähigen Populationen vertreten sein soll, ist dringend eine flächenmäßig adäquate und konnektive Grünlandgebietskulisse mit Trollius-verträglicher Grünlandbewirtschaftung einzufordern. Dabei kann ein Trollius-Monitoring (Fünf- Jahre-Turnus) helfen, Bewirtschaftungsmaßnahmen auf Trollius-Flächen zeitnah anzupassen (Kowarsch & Poschlod 2022). Die vorgestellten Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen können hierbei flankierend zur Erhaltung von Populationen beitragen.

Dank

Corinna Stroetmann (Botanischer Garten Marburg) hat maßgeblich über die Mitwirkung bei Keimungsinduktion, Anzucht und Auspflanzung der Trollblumen zur erfolgreichen Durchführung der Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen beigetragen. Johann Korn hat die intakten Trollius-Samen aus den Sammelbalgfrüchten herauspräpariert und die Keimung mittels Gibberellinsäure eingeleitet. Melanie Grün und Julius Bette waren im Rahmen ihrer Bachelor-Arbeiten an der Erprobung der SSR-Marker sowie Larissa Binder an der genetischen Datenerhebung der Auspflanzungen im Büretal involviert. Gertrud Genz (Botanischer Garten Oldenburg), Julius Bette und Thomas Koch haben am Monitoring der Bestandsstützungen bzw. der Bestandsneubegründung mitgewirkt. Der Landschaftspflegetrupp der Biologischen Station des Hochsauerlandkreises war an der Auspflanzung der über 2000 Trollblumen und an Pflegmaßnahmen von Trollius-Beständen beteiligt. An alle ein großes Dankeschön – ohne sie wären die Ex-situ-/In-situ-Erhaltungsmaßnahmen inklusive Monitoring in diesem Umfang nicht möglich gewesen!

Literatur

Aus Umfangsgründen steht das ausführliche Literaturverzeichnis unter Webcode NuL2231 zur Verfügung.

KONTAKT

Dr. Norbert R. Kowarsch Studium der Biologie an der Philipps-Universität Marburg, Promotion an der Georg-August-Universität Göttingen innerhalb der Agrarwissenschaftlichen Fakultät zu einem grünlandökologischen Thema; seitdem verschiedene Aktivitäten im Waldnaturschutz und im botanischen Artenschutz; beruflich seit 2005 in der Projektförderung im Bereich Biologische Vielfalt in der Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung tätig.

> nrkowarsch@posteo.de

Prof. Dr. Birgit Ziegenhagen Studium der Agrarwissenschaften in Bonn, Promotion ebenda im Institut für Landwirtschaftliche Botanik (Experimentelle Ökologie). Wissenschaftliche Leitung von Naturschutzmaßnahmen im Kreis Euskirchen, Wissenschaftliche Mitarbeiterin im Institut für Forstgenetik (Ökologische Genetik) in Großhansdorf, Habilitation an der Universität Hamburg, Professur für Naturschutzbiologie (Fachbereich Biologie, Philipps-Universität Marburg) bis 2019.

> birgit.ziegenhagen@biologie.uni-marburg.de

> liepelt@biologie.uni-marburg.de

Christina Mengel

> mengelc@biologie.uni-marburg.de

Dr. Andreas Titze >

Titze@staff.uni-marburg.de

Katharina Wrede >

K.Wrede@biostation-hsk.de

Nicole Fichna >

N.Fichna@biostation-hsk.de

Dr. Sascha Liepelt

Studium der Biologie an der Universität Hamburg, Promotion an der Philipps-Universität Marburg (AG Naturschutzbiologie), seitdem Wissenschaftlicher Mitarbeiter am Fachbereich Biologie der Philipps-Universität Marburg.

Werner Schubert >

W.Schubert@biostation-hsk.de