Warum Totholz im Wirtschaftswald neu verhandelt wird
Wer in deutschen Wäldern unterwegs ist, sieht seit einigen Jahren mehr liegendes und stehendes Totholz als früher — nicht weil Forstleute aufgeräumt haben, sondern weil Sturm, Borkenkäfer und Trockenheit die Bestände auseinanderbrechen. Die Fläche, die gleichzeitig als „Holzproduktionsfläche“ und „Biodiversitätspuffer“ dienen soll, wird kleiner. Die zentrale Frage, die sich Forstbetriebe, Behörden und Eigentümer seit der dritten Dürre- und Borkenkäferwelle stellen, lautet deshalb: Wie viel Totholz verträgt ein Wirtschaftswald, ohne seine wirtschaftliche und seine ökologische Funktion zu verlieren?
Die Forschungslage dazu ist in den letzten Jahren dichter geworden. Eine neue Welle großräumig angelegter Studien — von Langzeit-Experimenten in Schweden und Kanada über Inventur-Auswertungen in Österreich und der Schweiz bis zu europaweiten Modellierungen — zeigt, dass die pauschale „Totholz ist gut“-Formel zu kurz greift. Es kommt auf den Typ, die Lage, die Erzeugergeschichte und die umgebende Bewirtschaftung an. Der folgende Forschungs-Review trägt die wichtigsten Befunde zusammen, ordnet sie in die mitteleuropäische Praxis ein und zeigt, welche Stellschrauben Forstbetriebe jetzt kennen müssen.
Was Totholz im Ökosystem leistet — und was nicht
Totholz ist im Wald mehr als nur „verwesendes Holz“. Es ist Kohlenstoffspeicher, Wasserspeicher, Keimbank für Mykorrhiza-Pilze und unverzichtbarer Lebensraum für Zehntausende Arten. Seibold et al. (2021) beziffern den globalen Totholz-Kohlenstoffvorrat auf etwa 8 % der gesamten oberirdischen Wald-C-Vorräte; ihre Feldstudie über 55 Standorte auf sechs Kontinenten zeigt, dass Insekten im globalen Mittel rund 29 % des jährlichen Totholz-Kohlenstoffflusses verantworten — in tropischen Wäldern beschleunigen sie den Abbau messbar, in borealen und gemäßigten Wäldern bleibt der Nettoeffekt klein, dafür aber komplex feinjustiert (Seibold et al. 2021). Damit ist Totholz gleichzeitig Klimaschutz-Element und Treiber für Nährstoffkreisläufe — nicht „entweder-oder“.
Welche Rolle Totholz für die Biodiversität spielt, hängt stark davon ab, in welcher Form, in welchem Zersetzungszustand und in welcher Dichte es vorhanden ist. Larsson Ekström Albin et al. (2024) haben in einem skandinavischen Kiefern-Experiment über ein Jahrzehnt verfolgt, wie sich saproxylische Käfer und Pilze nach Totholz-Anreicherung, Brandflächen und verschieden starker Harvest-Retention entwickeln. Das zentrale Ergebnis: Totholztyp und -menge erklärten die Artzusammensetzung beider Tiergruppen deutlich besser als die reine Harvest-Retention — stehendes Totholz begünstigte Käferarten, liegendes Totholz Pilzgemeinschaften; verbranntes Totholz brachte weniger variable Artgemeinschaften als ungebranntes. Das verändert die Steuerung: Nicht „mehr Totholz“ ist die Maxime, sondern „die richtige Mischung aus Form, Größe und Zersetzungsgrad“.
Diese Differenzierung bestätigt eine eDNA-Metabarcoding-Studie aus dem Schwarzwald (Shuvo et al. 2026): Baum-Mikrohabitate (Tree-related Microhabitats, TreMs) wie Höhlungen, Moose und Insektengänge, kombiniert mit liegendem und stehendem Totholz und variabler Bestandesstruktur, waren die konsistentesten Prädiktoren für saproxylische Arthropodenvielfalt — über reine Baumartenvielfalt hinaus. Die Autorinnen und Autoren leiten daraus ab, dass strukturelle Heterogenität und Totholz-Schutz im Management zusammen gedacht werden müssen, wenn man die volle Artengemeinschaft erhalten will.
Borkenkäfer, Sturm und Störungs-Pulse als Totholz-Lieferanten
Die Borkenkäfer-Massenvermehrung der Jahre 2018 bis 2020 war nach Seidl et al. (2024) der größte Mortalitäts-Puls in Mitteleuropa seit mindestens 170 Jahren. In 1 244 Plots über 120 Bestände in Deutschland haben sie dokumentiert, dass gestörte Flächen im Median über 11 800 Stämmchen pro Hektar Verjüngung aufwiesen — meist aus bereits vorhandener Vorverjüngung. Nur 36 % der Flächen zeigten klassische Resilienz, also die Rückkehr zum Vorzustand; 61 % der Flächen reorganisierten sich mit veränderter Artenzusammensetzung, am stärksten Fichtenwälder. Dieser Befund ist didaktisch wichtig: Auch ohne Totholz-Anreicherung „von Hand“ entsteht Totholz in großem Umfang — die Frage ist, was danach damit passiert (Aufarbeitung, Belassen, Pflanzung).
Solche Pulse wirken über mehrere Jahre nach. Basile et al. (2025) zeigen für die Schweiz in einem 36-Jahres-Netzwerkmodell, dass Borkenkäfer-Ausbrüche das Volumen stehenden Totholzes großflächig erhöhen und darüber die Dichte von Spechten — wichtige Indikatoren für Totholz-bewohnende Artengemeinschaften — positiv beeinflussen. Allerdings schwächt aktive Aufarbeitung (Salvage Logging) diesen Effekt deutlich ab: Die indirekte Rolle der Borkenkäfer für die Folgelebensgemeinschaft hängt davon ab, wie viel Holz im Bestand bleibt. Das ist einer der Punkte, an denen wirtschaftliche und biodiversitätspolitische Logik am intensivsten reiben.
Historische Störungsregime in den Westkarpaten (Janda et al. 2017) liefern eine wichtige Baseline: Berg-Fichtenwälder waren über die letzten 200 Jahre durch eine Mischung aus Einzel- und Großstörungen geprägt, mit Häufungen von Kronenverlusten Mitte des 19. Jahrhunderts. Die heutige Bestandesstruktur ist nur vor diesem Hintergrund zu verstehen — der Schlussfolgerung der Autorinnen und Autoren, dass die aktuellen Waldumbau-Diskussionen ohne Kenntnis der historischen Störungsdynamik in die Irre laufen, ist in der europäischen Forstforschung inzwischen breit akzeptiert.
Wieviel Totholz ist genug — und wo fehlt es?
Die österreichische Nationalwaldinventur (Oettel et al. 2023) liefert für Mitteleuropa die genauesten Zahlen. Stehendes Totholz ist dort stark managementabhängig: Im Wirtschaftswald liegt das Volumen teils um ein Vielfaches unter dem von ungenutzten Referenzflächen. Die Persistenz stehender Stämme ist in Privat- und Intensivwäldern kürzer als in öffentlichen oder extensiv bewirtschafteten Wäldern. Unter RCP 8.5 prognostizieren die Modelle bis Ende des Jahrhunderts für die meisten Baumgattungen steigende Volumenverluste, am stärksten bei Eiche, Erle und Fichte. Das ist nicht nur ein ökologisches, sondern auch ein kohlenstoffwirtschaftliches Problem — denn stehendes Totholz verbleibt deutlich länger im Bestand als liegendes.
Eine europaweite Modellierung auf Basis von Hunderten Totholz-Datensätzen (Augustynczik et al. 2024) zeigt Hot-Spots in mitteleuropäischen Bergwäldern und skandinavischen Urwäldern. Der Klimawandel könnte diese Vorräte in Südeuropa regional um bis zu 22 % reduzieren, in Mitteleuropa um bis zu 13 % bei RCP 4.5. Biodiversitätsorientierte Management-Szenarien — längere Umtriebszeiten, höhere Mischwaldanteile — können den Verlust auf etwa 4 % begrenzen. Damit liegt die zentrale Stellschraube nicht in der Natur, sondern in der waldbaulichen Praxis.
Was die Praxis daraus machen kann
Die Konsequenz aus der Forschungslage ist nicht „möglichst viel Totholz“, sondern ein bewusstes, gestuftes Totholz-Management. Drei Schritte haben sich als wirksam erwiesen:
Erstens — Habitatbäume und Totholz-Anreicherung in Wirtschaftswäldern gezielt planen. Larsson Ekström Albin et al. (2024) zeigen, dass die Formenvielfalt entscheidend ist. Wer stehende Stämme, liegende Stämme in unterschiedlichen Dimensionen und Substrat-Mikrohabitate parallel anreichert, bedient Käfer und Pilze gleichzeitig. In der Praxis heißt das: Belassen einzelner Biotopbäume über die Endnutzung hinaus, dazu lokal liegendes Totholz aus Durchforstungs- und Pflegeresten — beides ohne Kahlschlag-Optik.
Zweitens — Aufarbeitung nach Störungen dosieren. Basile et al. (2025) und Seidl et al. (2024) weisen nach, dass vollständige Aufarbeitung die biodiversitäre Wirkung des Störungs-Pulses kappt. Ein pragmatischer Kompromiss: Aufarbeitung der leicht erreichbaren, frisch befallenen Stämme; Belassen schwer zugänglicher, bereits strukturell veränderter Stämme; Anlage von Totholz-Inseln um Specht-Habitate zu schützen. So bleibt der Schutzauftrag erfüllt, ohne die Verkehrssicherung zu kompromittieren.
Drittens — Kohlenstoff und Totholz zusammen denken. Die Retention-Harvesting-Studie aus den kanadischen Borealwäldern (Wu et al. 2025) zeigt über 18 Jahre, dass 50–75 %-Retention die Kohlenstoff-Vorräte in totem Material auf vergleichbarem Niveau hält wie ungenutzte Referenzflächen — bei gleichzeitig deutlich höherer Strukturvielfalt. Hollands et al. (2022) ergänzen aus britischen Eichenwäldern, dass die Verwaltung den Anteil des gelösten organischen Kohlenstoffs (DOC) signifikant verschiebt: Ohne Management-Aktivität stammen 295,5 g DOC pro m² aus Waldboden und Totholz, mit aktiver Bearbeitung nur 230,3 g. Auch im Klimaschutz-Reporting zählt Totholz also messbar mit.
Exkurs: Was uns die asiatischen Befunde sagen
Li et al. (2021) haben in Chinesisch-Tannen-Plantagen gezeigt, dass schon der Wechsel von Monokultur zu Mischbestand das Totholz-Volumen, die Durchmesserverteilung und die räumliche Verteilung signifikant verändert. Das ist kein direkter Mitteleuropa-Befund, aber instruktiv: Selbst in produktionsoptimierten Nadelbaumsystemen führen Mischung und gezielte Durchforstung zu mehr Totholz pro Hektar — ein Argument, das jenseits der ökologischen Argumentation auch die waldbauliche Logik stützt.
Was die Forschungslage offenlässt
Die Studie von Aszalós et al. (2022) hat für 13 europäische Länder gezeigt, dass die aktuelle Forstbewirtschaftung die natürliche Störungsdynamik nur unvollständig abbildet. Ungleichaltrige Systeme kommen dem am nächsten, gleichaltrige Reinbestände sind die biodiversitäts- und störungsärmste Variante. Diese Einsicht ist im europäischen Forschungsdiskurs angekommen, in der Praxis der Bundesländer aber sehr unterschiedlich umgesetzt. Eine offene Frage bleibt die langfristige Wirksamkeit von Totholz-Maßnahmen unter verschärftem Klimawandel — die meisten vorgestellten Studien laufen maximal 20 Jahre, die nächsten zwei bis drei Jahrzehnte werden zeigen, welche der Anreicherungsstrategien tatsächlich resilient gegen Trockenheit und neue Schaderreger sind. Wer jetzt entscheidet, sollte die Bestände mitdenken, die in 30 Jahren unter RCP 4.5 bis RCP 8.5 stehen werden — nicht die, die in den 1990er Jahren standen.
Die Forschungslage erlaubt damit eine klare Antwort auf die eingangs gestellte Frage: Totholz im Wirtschaftswald ist kein Selbstzweck, sondern ein präzise steuerbares Instrument. Die richtige Mischung aus Form, Größe, Menge und Verteilung — eingebettet in eine Störungs- und Klimawandel-Strategie — unterscheidet symbolische von wirksamer Totholz-Förderung.
Quellenverzeichnis
- Larsson Ekström Albin, Djupström Line Boberg, Hjältén Joakim, Sjögren Jörgen, Jönsson Mari, Löfroth Therese (2024): Deadwood manipulation and type determine assemblage composition of saproxylic beetles and fungi after a decade. Journal of Environmental Management. DOI: 10.1016/j.jenvman.2024.123416
- Seibold Sebastian, Rammer Werner, Hothorn Torsten, Seidl Rupert, Ulyshen Michael D, Lorz Janina et al. (2021): The contribution of insects to global forest deadwood decomposition. Nature. DOI: 10.1038/s41586-021-03740-8
- Basile Marco, Pasinelli Gilberto, Stroheker Sophie, Abegg Meinrad, Bollmann Kurt, Gossner Martin M. et al. (2025): Large-scale importance of bark beetle outbreaks for standing deadwood and woodpeckers. Journal of Animal Ecology. DOI: 10.1111/1365-2656.70096
- Shuvo Mohammad Jamil, Wohlwend Michael, Heer Katrin, Paillet Yoan, Segelbacher Gernot (2026): Influence of Deadwood, Tree-Related Microhabitats, and Forest Structural Features on Saproxylic Arthropod Diversity. Ecology and Evolution 16. DOI: 10.1002/ece3.73600
- Oettel Janine, Zolles Anita, Gschwantner Thomas, Lapin Katharina, Kindermann Georg, Schweinzer Karl-Manfred et al. (2023): Dynamics of standing deadwood in Austrian forests under varying forest management and climatic conditions. Journal of Applied Ecology. DOI: 10.1111/1365-2664.14359
- Augustynczik Andrey L. D., Gusti Mykola, di Fulvio Fulvio, Lauri Pekka, Forsell Nicklas, Havlík Petr (2024): Modelling the effects of climate and management on the distribution of deadwood in European forests. Journal of Environmental Management. DOI: 10.1016/j.jenvman.2024.120382
- Wu Linhao, Bergeron J. A. Colin, Macdonald S. Ellen, Nock Charles A., Langor David W., Xing Dingliang et al. (2025): Carbon dynamics following variable retention harvesting in boreal mixedwood forests. Ecological Applications. DOI: 10.1002/eap.70117
- Janda Pavel, Trotsiuk Volodymyr, Mikoláš Martin, Bače Radek, Nagel Thomas A., Seidl Rupert et al. (2017): The historical disturbance regime of mountain Norway spruce forests in the Western Carpathians and its influence on current forest structure and composition. Forest Ecology and Management. DOI: 10.1016/j.foreco.2016.08.014
- Seidl Rupert, Potterf Mária, Müller Jörg, Turner Monica G., Rammer Werner (2024): Patterns of early post-disturbance reorganization in Central European forests. Proceedings of the Royal Society B. DOI: 10.1098/rspb.2024.0625
- Aszalós Réka, Thom Dominik, Aakala Tuomas, Angelstam Per, Brūmelis Guntis, Gálhidy László et al. (2022): Natural disturbance regimes as a guide for sustainable forest management in Europe. Ecological Applications. DOI: 10.1002/eap.2596
- Hollands C., Shannon V. L., Sawicka K., Vanguelova E. I., Benham S. E., Shaw L. J. et al. (2022): Management impacts on the dissolved organic carbon release from deadwood, ground vegetation and the forest floor in a temperate Oak woodland. Science of the Total Environment. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2021.150399
- Li Yuanfa, Li Muxuan, Li Xian, Liu Zhilong, Ming Angang, Lan Huangxu et al. (2021): The Abundance and Structure of Deadwood: A Comparison of Mixed and Thinned Chinese Fir Plantations. Frontiers in Plant Science. DOI: 10.3389/fpls.2021.614695
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