La typologie des stations forestières a été réalisée avec succès dans plusieurs petites régions écologiques de Nord-Est. Celles-ci ont toutes en commun d'avoir conservé des forêts dans leur ensemble très "naturelles". Le but essentiel de cette étude est la définition des stations forestières en milieu fortement artificialisé. Le massif de Haguenau (Bas-Rhin) a subi en effet une forte pression anthropique, traduite surtout par l'extension récente du pin sylvestre, accompagnée d'une intensification de la sylviculture: coupes à blanc, labour à la régénération, plantation d'un sous-étage de hêtre. Il nous fallait donc: - déterminer si l'enrésinement permet encore la définition des types stationnels et dans quelle mesure il modifie les types de station préexistants - à partir de cette typologie, étudier la place à impartir aux différentes essences sur la base de leurs performances de croissance et de leur qualité technologique. La méthode employée est celle développée au niveau national pour la typologie des stations forestières françaises par l'INRA de Nancy. L'inventaire vise à établir sur une base phytosociologique les unités de végétation et leurs principales caractéristiques écologiques. Nous avons tout d'abord, à l'occasion de cette étude, apporté une contribution méthodologique sur plusieurs points: - L'existence, particulièrement nette en milieu forestier de plaine, d'unités de végétation intermédiaires entre plusieurs types nous a amené à nous placer dans un cadre conceptuel nouveau pour la typologie des stations, les ensembles valués (ou ensembles flous). Ceux-ci permettent de quantifier l'appartenance d'un élément (relevé) à un ensemble (type de station) au sein d'un référentiel donné. L'application de ce concept dans un programme de classification automatique valuée nous a permis de distinguer les relevés centraux de nos types de station et les relevés intermédiaires entre plusieurs types. Cette théorie, susceptible d'applications à de nombreux autres domaines de l'écologie, permet d'aborder avec plus d'objectivité le problème des limites entre unités de végétation, que ce soit au niveau concret des communautés végétales ou au niveau abstrait des types de végétation. - L'analyse factorielle des correspondances, avec les variables floristiques en éléments principaux et les variables écologiques en éléments supplémentaires, reste l'outil de base de notre étude. La projection en variables supplémentaires des variables floristiques prenant en compte l'abondance-dominance nous a montré la concordance entre les optimums de présence et d'abondance-dominance pour la presque totalité des espèces. - Nous avons aussi expérimenté avec succès une procédure rapide et pratique de construction directe du tableau phytosociologique à partir des données brutes. Ces résultats s'insèrent dans une vue plus globale qui, tenant compte d'une part de la quantité croissante de données collectées lors des études phytosociologiques, d'autre part du développement constant des capacités de calcul des ordinateurs, nous pousse à expérimenter et appliquer de nouvelles procédures d'analyses automatiques des données. Nous avons ainsi défini neuf types de station regroupant, avec les types de station rares du massif, un total de vingt unités phyto-écologiques. Ces unités s'articulent autour de trois pôles: les aunaies-frênaies de l'Alno-Padion (1 type de station), les chênaies du Carpinion (4 types de station), les pineraies du Quercion (4 types de station). La division entre Alno-Padion et Carpinion d'une part et Quercion d'autre part, correspond relativement bien à la division géologique du massif entre substrats marneux oligocènes et loessiques d'une part et sableux d'autre part. Ces neuf types de station, parfaitement révélés par leur flore, s'ordonnent selon un gradient de richesse chimique du milieu. Mais l'hydromorphie nous a amené à distinguer au sein du Quercion des variantes sèche et fraîche dans chaque type de station. Cette distinction a soulevé deux problèmes, concernant l'un la valeur indicatrice de la végétation, l'autre l'interprétation des profils pédologiques. - La végétation ne permet pas de distinguer les variantes hydromorphes des variantes sèches. Certaines espèces, au premier rang desquelles Molinia caerulea, ne semblent pas avoir le comportement synécologique qu'on leur attribue généralement. En effet, la molinie atteint une forte fréquence de présence sur sols secs, identique ou supérieure à celle qu'elle a dans les types de station hydromorphes. Ce résultat souligne la nécessité d'études autécologiques plus poussées sur cette espèce. Nos unités ont dû alors être définies sur une base pédologique mais un autre problème s'est alors posé: - l'hydromorphie peut passer totalement inaperçue en milieu très pauvre tel celui des sables de Haguenau (appauvris en fer en particulier). Les podzols humo-ferrugineux secs décrits par certains auteurs dans le massif sont en fait des podzols hydromorphes. La distinction est importante, comme le prouvent s'il en était nécessaire les différences de productivité enregistrées dans ces différents milieux. Nous avons été amenés à suivre le niveau des nappes qui reste donc le seul critère fiable d'appréciation de l'hydromorphie. La typologie montre en tout cas qu'il a été tout à fait possible de définir des types de station indépendamment de l'enrésinement. Nos types stationnels correspondent en effet indifféremment à des faciès de chênaies, chênaies-pineraies, pineraies éventuellement naturelles ou à coup sûr artificielles. Est-ce à dire que l'enrésinement n'a aucun impact important sur le milieu haguenovien ? Notre étude n'est pas dirigée directement vers l'étude de la dynamique de la végétation, mais plusieurs constatations peuvent en être tirées. Le pin sylvestre, dont on ne peut pas garantir l'indigénat, est cependant certainement très anciennement implanté dans certaines stations, comme nous le montrent nos analyses palynologiques de sols, encore en cours actuellement. Or, sur ces stations, comme sur celles répertoriées par le service forestier local comme étant éventuellement des stations à pin sylvestre naturel (donc ayant été en tout cas régénérées avant 1871, date à laquelle les forestiers allemands ont pratiqué les premiers reboisements artificiels connus), nous avons toujours observé, en conditions drainées, des sols peu évolués de type intergrade entre les sols bruns ocreux et les sols ocres podzoliques. La podzolisation y est marquée par la seule migration de l'aluminium. Plusieurs indices (archéologiques surtout) laissent à penser que le peuplement originel était une lande ou une pineraie très claire à callune, à potentialités dégradantes plus fortes encore que le peuplement actuel. L'évolution des milieux suite à l'enrésinement ne semble donc pas prendre à Haguenau les voies de dégradation rapide constatées dans d'autres régions. Les mécanismes de la pédogénèse restent à élucider pour ce type de sol et dans cette région. L'impact de la sylviculture se manifeste cependant dans une unité de végétation particulière, les pineraies à robinier (unité n°2330) où les modifications de la flore et du milieu sont bien liées ici à l'introduction du robinier. Quelles sont les conclusions pratiques, pour la gestion forestière, de notre typologie? L'étude des potentialités sylvicoles, menée parallèlement à l'inventaire des milieux, par mesure de la hauteur dominante, de l'accroissement moyen annuel sur le rayon, du couple de torsion et, pour les chênes, de l'infradensité nous permet de préciser les aptitudes de chaque type de station. Le pin sylvestre, qui montre un accroissement constant de ses performances des milieux les plus pauvres aux plus riches et une diminution de la dureté du bois pourrait donc théoriquement être largement étendu, jusqu'au type de station 2400. Un caractère défavorable apparaît cependant dans les milieux les plus riches, l'accroissement de la proportion de bois d'aubier. Notons que sur les stations sableuses sèches (3310) la productivité tombe au plus bas, comme d'ailleurs pour toutes les autres essences. Le pin sylvestre ne constitue donc qu'un pis-aller, en l'absence d'essence permettant de mieux valoriser ces zones. Le chêne pédonculé reste la vocation des types de station n°2200 et n°2300.Il est par contre à proscrire de toutes les stations du Quercion, que ce soit sur sols secs ou hydromorphes. Seules les zones hygro-acidophiles (type de station n° 2400) peuvent lui assurer une alimentation hydrique suffisante pour égaler le chêne sessile. Au sein du Carpinion, les zones à hydromorphie temporaire et pauvres (unité 2420) sont aussi à proscrire. Le chêne sessile peut parfaitement remplacer le pin sylvestre dans les types de station 2400 et 3100. Mais il est à exclure des zones plus engorgées (types de station 2200, 2300, 2430). Son bois est presque toujours plus dur que celui du pédonculé. Notre étude des liaisons station-production et station-qualité du bois s'est trouvé confrontée à des problèmes nouveaux, tel la forte corrélation de tous les paramètres, dont la densité et le couple de torsion, avec l'âge. De façon plus générale, ces études de liaisons station-production nécessitent des connaissances et une méthodologie que les dendrométriciens classiques ne peuvent encore fournir. Il y a là un champ de recherches à explorer. La nécessité de distinguer chêne sessile et chêne pédonculé nous a conduit à étudier la morphologie des deux espèces dans une zone test du massif sensée renfermer, à côté d'individus typiques, de nombreux arbres intermédiaires. Or, une approche objective du problème, dans le cadre à nouveau des ensembles valués, nous a permis de montrer que les "hybrides" morphologiques sont en fait fort rares. L'analyse discriminante nous permet de rattacher sans erreur tous nos arbres à l'une ou l'autre des deux espèces. Cette dichotomie morphologique est-elle le reflet d'une séparation génétique? Il serait nécessaire pour répondre à cette question fondamentale de s'intéresser à des marqueurs plus directement liés à l'expression du génome. Les données bibliographiques incluses en individus supplémentaires lors des analyses floristiques, concernant les forêts, proches, de Brumath et du Herrewald, ne se séparent pas de nos types de station. Notre étude peut donc s'appliquer à l'ensemble de la petite région écologique des alluvions vosgiennes du Nord de la plaine d'Alsace que nous avons définie.

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Buchenwälder sind die großflächigste potenziell natürliche Vegetationsform Deutschlands und ein nach EU-FFH-Richtlinie besonders zu schützender Biotoptyp. Eine hohe Naturnähe ist auch in Wirtschaftswäldern (WiWald) notwendig, um die typischen Lebensgemeinschaften naturnaher Wälder langfristig zu erhalten, doch mangelt es an praktikablen/verifizierten Indikatoren, wie die nutzungsbedingte Abweichung vom Naturzustand ermittelt werden kann. In >100 Jahre alten und ~40 ha großen Tiefland-Buchenwäldern (Mecklenburg-Vorpommern/Brandenburg) wurde anhand von 13 WiWäldern, vier seit <20 Jahren (k20) und drei seit >50 Jahren (r50) unbewirtschafteten Beständen den folgenden Fragen nachgegangen: Wie groß sind die strukturellen, vegetationskundlichen und carabidologischen Unterschiede zwischen bewirtschafteten, kurz- und langfristig unbewirtschafteten Buchenwäldern? Gibt es strukturelle Indikatoren und quantitative Größen zur Abschätzung des Einflusses forstlicher Bewirtschaftung auf die Biozönosen von Tiefland-Buchenwäldern? In Probekreisen (Pk) von 500 m² an Rasterpunkten (100 m x 100 m) wurden strukturelle und in Pk von 314 m² vegetationskundliche Daten erhoben. In fünf Pk/Bestand wurde jeweils eine Barberfalle über die Vegetationsperiode installiert. Ganzflächig wurden die Verteilung der Waldentwicklungsphasen (WEP)und zusätzlich zu den Pk-Aufnahmen hektarweise Sonderstrukturen aufgenommen. U. a. wurden folgende Sonderstrukturen aufgenommen: Zunderschwamm, Kronen- und Zwieselbrüche, Ersatzkronen, Blitzrinnen, Risse/Spalten, Höhlen, Mulmkörper/-taschen. Diese naturschutzfachlich wichtigen Sonderstrukturen wurden aus den Habitatansprüchen der typischen Buchenwaldfauna abgeleitet.Es konnten große Unterschiede zwischen WiWald und r50-Flächen (v. a. >100 Jahre unbewirtschafteten Flächen) aufgezeigt werden. Die k20-Flächen unterscheiden sich nicht wesentlich vom WiWald. Die Anzahl verschiedener WEP/ha und WEP-Patches/ha liegt in den r50-Flächen signifikant höher als im WiWald. Der Holzvorrat der r50-Flächen liegt mit ~600 m³/ha (Terminal- ~800 m³/ha, Zerfallsphase 450 m³/ha) deutlich höher als im WiWald. Charakteristisch für die r50-Flächen ist das Vorkommen von in ihrer Vitalität eingeschränkten Bäume ab 80 cm BHD und ein inhomogeneres Lichtmosaik im Bestand. Die Stammqualitäten (u. a. Astigkeit) in r50-Flächen unterscheiden sich kaum von denen in WiWald. In den r50-Flächen kommt bedeutend mehr Totholz (>142 m³/ha) als im WiWald (max. 34 m³/ha) vor. Im WiWald können Stubben dominieren. Verschiedene Totholzqualitäten sind im WiWald nur unvollständig vorhanden. Etwa 40 % des Totholzes besitzt keine Totholznachbarn (r50-Flächen: <2 %) und die Lichtverhältnisse am Totholz sind nicht so vielfältig (wenig sonnenexponiert und wenig gering besonnt). In den >100 Jahre unbewirtschafteten Flächen kommen ~12 Sonderstrukturtypen mit >200 Sonderstrukturen/ha vor. 19 von 20 Sonderstrukturen sind im WiWald signifikant seltener und 11 Sonderstrukturen sind als Naturnähe-Indikatoren geeignet.Vegetation: In der Krautschicht sind höhere Deckungsgrade, mehr (lichtanzeigende) Arten, weniger Waldarten und eine höhere Diversität zu verzeichnen. Im WiWald wird u. a. das Vorkommen von Calamagrostis epigeios, Impatiens parviflora und Rubus idaeus gefördert. Stark gefährdete Moosarten sind im WiWald seltener als in den Referenzwäldern, da sie vor allem auf liegendem Totholz und auf den Stammanläufen vorkommen. Carabiden: Im WiWald gibt es weniger Individuen und Biomasse von mesophilen Waldarten und eine geringere Anzahl von flugunfähigen Individuen. Als Indikatoren für naturnahe Tiefland-Buchenwälder können die drei Arten Carabus glabratus, C. hortensis und Cychrus caraboides bezeichnet werden. Indikatoren: Es wurden Zielgrößen für 29 Struktur-Indikatoren für naturnahe Wälder vorgeschlagen. Für WiWälder wurden gesonderte Zielgrößen festgelegt, die die nutzungsbedingte, nicht zu vermeidende Abweichung vom Naturzustand berücksichtigen. / Beech forests are the most important natural vegetation type of Germany,and they are included in annex II of the EU-FFH-Directive,which requests nature conservation for the listed habitat types.High naturalness is necessary in managed forests (w-sites) to maintain the typical biocoenosis of forests near nature. But there is a lack of practicable/verified indicators to determine the degree of alteration managed forests have compared to natural forests. In >100 year old and ~40 ha big lowland beech forests in Mecklenburg-Vorpommern and Brandenburg, 13 w-sites, 4 study sites which are unmanaged since <20 years (k-sites) and 3 sites which are unmanaged since >50 years (r50-sites) were investigated to answer these questions: What the differences are between w-, k- and r-sites according to forest structure, vegetation and carabids? Are there valid structural indicators with thresholds to assess the impact of forestry use on the biocoenosis of lowland beech forests? At grid points(distance 100 mx 100 m),on circular sample plots (SP) of 500 m² the structural data and on SP of 314 m² the vegetation was investigated. At five SP/study site a pitfall trap was installed during the entire vegetation period. On the whole study site the distribution of forest development phases (FDP) was mapped, and on full one ha plots the special structures were investigated. The following special structures were mapped e.g. Fomes fomentarius trees, crown and crotch breakage, substitute crowns, lightning shakes,gutters/rifts, cavities, mould and bark bag. These special structures have been derived from the habitat needs of the typical beech forest fauna.The results revealed tremendous differences between w- and r50-sites. The k-sites show no clear differences to the managed sites.In the r50-sites, the number of different FDP/ha and FDP units/ ha is significant higher than in w-sites. The timber stock of the r50-sites is ~600 m³/ha (terminal phase ~800 m³/ha, decay phase ~450³/ha). A characteristic feature of the r50-sites is the occurrence of trees with 80 cm bhd or more with reduced vitality. The timber trunk) qualities of r-sites differ only slightly from managed stands. In the r50-sites the dead wood volume (>142 m³/ha) is much higher than in the w-sites (max. 34 m³/ha). Many different features of dead wood occur only fragmentary within w-sites. About 40 % of the dead wood objects have no "dead wood neighbour" (r50-sites: <2 %), and the light distribution is much less diverse. In >100 years unmanaged r-sites ~12 different types of special structures and 200 single special structures occur per ha. 19 out of 20 special structures are significantly less frequent in w-sites; 11 special structures are specifically valuable to be used as naturalness indicators.Vegetation: In the herb layer occur higher coverage values, more (light-indicating) species, but only few species indicating ancient forests and a higher diversity index value. In w-sites, the occurrence of e. g. Calamagrostis epigeios, Impatiens parviflora and Rubus idaeus is supported. reduced. Threatened moss species are rare in w-sites compared to r-sites, since they mainly grow on laying dead wood, which is rare in forests in use, and on inclined/rough-barked stem bases. Ground beetles: The forestry use of lowland beech forests leads to less individuals and lower biomass of so-called mesophilous forest species. Furthermore, the number of flightless individuals is lower. As proper indicators for near-natural lowland beech forests, the three species Carabus glabratus, C. hortensis und Cychrus caraboides could be identified. Indicators: 29 structural indicators were identified and thresholds were given. But even in lowland beech forests managed in a conservation-friendly way, these target values for near-natural and natural forests are unlikely to be reached. Therefore, for w-sites special threshold values have been defined, which consider the inevitable difference between managed and natural forests.

Buchenwälder sind die großflächigste potenziell natürliche Vegetationsform Deutschlands und ein nach EU-FFH-Richtlinie besonders zu schützender Biotoptyp. Eine hohe Naturnähe ist auch in Wirtschaftswäldern (WiWald) notwendig, um die typischen Lebensgemeinschaften naturnaher Wälder langfristig zu erhalten, doch mangelt es an praktikablen/verifizierten Indikatoren, wie die nutzungsbedingte Abweichung vom Naturzustand ermittelt werden kann. In >100 Jahre alten und ~40 ha großen Tiefland-Buchenwäldern (Mecklenburg-Vorpommern/Brandenburg) wurde anhand von 13 WiWäldern, vier seit <20 Jahren (k20) und drei seit >50 Jahren (r50) unbewirtschafteten Beständen den folgenden Fragen nachgegangen: Wie groß sind die strukturellen, vegetationskundlichen und carabidologischen Unterschiede zwischen bewirtschafteten, kurz- und langfristig unbewirtschafteten Buchenwäldern? Gibt es strukturelle Indikatoren und quantitative Größen zur Abschätzung des Einflusses forstlicher Bewirtschaftung auf die Biozönosen von Tiefland-Buchenwäldern? In Probekreisen (Pk) von 500 m² an Rasterpunkten (100 m x 100 m) wurden strukturelle und in Pk von 314 m² vegetationskundliche Daten erhoben. In fünf Pk/Bestand wurde jeweils eine Barberfalle über die Vegetationsperiode installiert. Ganzflächig wurden die Verteilung der Waldentwicklungsphasen (WEP)und zusätzlich zu den Pk-Aufnahmen hektarweise Sonderstrukturen aufgenommen. U. a. wurden folgende Sonderstrukturen aufgenommen: Zunderschwamm, Kronen- und Zwieselbrüche, Ersatzkronen, Blitzrinnen, Risse/Spalten, Höhlen, Mulmkörper/-taschen. Diese naturschutzfachlich wichtigen Sonderstrukturen wurden aus den Habitatansprüchen der typischen Buchenwaldfauna abgeleitet.Es konnten große Unterschiede zwischen WiWald und r50-Flächen (v. a. >100 Jahre unbewirtschafteten Flächen) aufgezeigt werden. Die k20-Flächen unterscheiden sich nicht wesentlich vom WiWald. Die Anzahl verschiedener WEP/ha und WEP-Patches/ha liegt in den r50-Flächen signifikant höher als im WiWald. Der Holzvorrat der r50-Flächen liegt mit ~600 m³/ha (Terminal- ~800 m³/ha, Zerfallsphase 450 m³/ha) deutlich höher als im WiWald. Charakteristisch für die r50-Flächen ist das Vorkommen von in ihrer Vitalität eingeschränkten Bäume ab 80 cm BHD und ein inhomogeneres Lichtmosaik im Bestand. Die Stammqualitäten (u. a. Astigkeit) in r50-Flächen unterscheiden sich kaum von denen in WiWald. In den r50-Flächen kommt bedeutend mehr Totholz (>142 m³/ha) als im WiWald (max. 34 m³/ha) vor. Im WiWald können Stubben dominieren. Verschiedene Totholzqualitäten sind im WiWald nur unvollständig vorhanden. Etwa 40 % des Totholzes besitzt keine Totholznachbarn (r50-Flächen: <2 %) und die Lichtverhältnisse am Totholz sind nicht so vielfältig (wenig sonnenexponiert und wenig gering besonnt). In den >100 Jahre unbewirtschafteten Flächen kommen ~12 Sonderstrukturtypen mit >200 Sonderstrukturen/ha vor. 19 von 20 Sonderstrukturen sind im WiWald signifikant seltener und 11 Sonderstrukturen sind als Naturnähe-Indikatoren geeignet.Vegetation: In der Krautschicht sind höhere Deckungsgrade, mehr (lichtanzeigende) Arten, weniger Waldarten und eine höhere Diversität zu verzeichnen. Im WiWald wird u. a. das Vorkommen von Calamagrostis epigeios, Impatiens parviflora und Rubus idaeus gefördert. Stark gefährdete Moosarten sind im WiWald seltener als in den Referenzwäldern, da sie vor allem auf liegendem Totholz und auf den Stammanläufen vorkommen. Carabiden: Im WiWald gibt es weniger Individuen und Biomasse von mesophilen Waldarten und eine geringere Anzahl von flugunfähigen Individuen. Als Indikatoren für naturnahe Tiefland-Buchenwälder können die drei Arten Carabus glabratus, C. hortensis und Cychrus caraboides bezeichnet werden. Indikatoren: Es wurden Zielgrößen für 29 Struktur-Indikatoren für naturnahe Wälder vorgeschlagen. Für WiWälder wurden gesonderte Zielgrößen festgelegt, die die nutzungsbedingte, nicht zu vermeidende Abweichung vom Naturzustand berücksichtigen. / Beech forests are the most important natural vegetation type of Germany,and they are included in annex II of the EU-FFH-Directive,which requests nature conservation for the listed habitat types.High naturalness is necessary in managed forests (w-sites) to maintain the typical biocoenosis of forests near nature. But there is a lack of practicable/verified indicators to determine the degree of alteration managed forests have compared to natural forests. In >100 year old and ~40 ha big lowland beech forests in Mecklenburg-Vorpommern and Brandenburg, 13 w-sites, 4 study sites which are unmanaged since <20 years (k-sites) and 3 sites which are unmanaged since >50 years (r50-sites) were investigated to answer these questions: What the differences are between w-, k- and r-sites according to forest structure, vegetation and carabids? Are there valid structural indicators with thresholds to assess the impact of forestry use on the biocoenosis of lowland beech forests? At grid points(distance 100 mx 100 m),on circular sample plots (SP) of 500 m² the structural data and on SP of 314 m² the vegetation was investigated. At five SP/study site a pitfall trap was installed during the entire vegetation period. On the whole study site the distribution of forest development phases (FDP) was mapped, and on full one ha plots the special structures were investigated. The following special structures were mapped e.g. Fomes fomentarius trees, crown and crotch breakage, substitute crowns, lightning shakes,gutters/rifts, cavities, mould and bark bag. These special structures have been derived from the habitat needs of the typical beech forest fauna.The results revealed tremendous differences between w- and r50-sites. The k-sites show no clear differences to the managed sites.In the r50-sites, the number of different FDP/ha and FDP units/ ha is significant higher than in w-sites. The timber stock of the r50-sites is ~600 m³/ha (terminal phase ~800 m³/ha, decay phase ~450³/ha). A characteristic feature of the r50-sites is the occurrence of trees with 80 cm bhd or more with reduced vitality. The timber trunk) qualities of r-sites differ only slightly from managed stands. In the r50-sites the dead wood volume (>142 m³/ha) is much higher than in the w-sites (max. 34 m³/ha). Many different features of dead wood occur only fragmentary within w-sites. About 40 % of the dead wood objects have no "dead wood neighbour" (r50-sites: <2 %), and the light distribution is much less diverse. In >100 years unmanaged r-sites ~12 different types of special structures and 200 single special structures occur per ha. 19 out of 20 special structures are significantly less frequent in w-sites; 11 special structures are specifically valuable to be used as naturalness indicators.Vegetation: In the herb layer occur higher coverage values, more (light-indicating) species, but only few species indicating ancient forests and a higher diversity index value. In w-sites, the occurrence of e. g. Calamagrostis epigeios, Impatiens parviflora and Rubus idaeus is supported. reduced. Threatened moss species are rare in w-sites compared to r-sites, since they mainly grow on laying dead wood, which is rare in forests in use, and on inclined/rough-barked stem bases. Ground beetles: The forestry use of lowland beech forests leads to less individuals and lower biomass of so-called mesophilous forest species. Furthermore, the number of flightless individuals is lower. As proper indicators for near-natural lowland beech forests, the three species Carabus glabratus, C. hortensis und Cychrus caraboides could be identified. Indicators: 29 structural indicators were identified and thresholds were given. But even in lowland beech forests managed in a conservation-friendly way, these target values for near-natural and natural forests are unlikely to be reached. Therefore, for w-sites special threshold values have been defined, which consider the inevitable difference between managed and natural forests.

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