Rottenpflege unter Klimawandel: Möglichkeit einer Durchforstung

Klimaaufzeichnungen der letzten 40 Jahre belegen eine Temperaturzunahme in Gebirgsregionen (Pepin et al 2015). Darüber hinaus deuten Klimamodelle auf wärmere und trockenere Sommer sowie mehr Regen im Winter hin. Künftig dürften derzeit temperaturlimitierte Wälder durch eine Erhöhung der Bodentemperatur von einem Anstieg der Biomassenproduktion profitieren (Dawes et al 2015). Standortfaktoren wie Klima, Boden und Topografie beeinflussen die Baumarten und Waldgesellschaften. Auf trockenheitslimitierten Standorten haben manche Baumarten Schwierigkeiten, sich an sich ändernde Umweltbedingungen anzupassen, was zu Trockenstress bis hin zu Mortalität führen kann (Allgaier Leuch et al 2017). Des Weiteren wird unter Einfluss des Klimawandels auch die Gefährdung durch biotische und abiotische Störungen steigen. Durch das immer grösser werdende Risiko von Insektenbefall oder Extremereignissen wie Dürren wird es zunehmend zu mehr Schäden in Waldökosystemen kommen, was längerfristig zu einer Umgestaltung der Bestandstruktur führt (Lindner et al 2010).

In der subalpinen Höhenstufe (ca. 1600–2000 m ü.M.) wird die flächige Waldbesiedlung meist verhindert und ist durch verjüngungsgünstige bzw. verjüngungsfeindliche Kleinstandorte geprägt, weshalb Bäume im Gebirgswald oft in kleinen Rotten (Kollektiven) aufwachsen. Die Rotten bilden stabile Baumkollektive (1–5 a), die einen gemeinsamen Kronenmantel bilden und widerstandsfähig gegen Umweltereignisse sind. In flächigen Aufforstungen wurden die Rotten künstlich unter Anwendung der Rottenpflege angelegt. Zeller (1993) empfahl einen Rottenabstand von Stamm zu Stamm von 6 bis 10 m (Schrägdistanz), was vor 20 bis 30 Jahren auf vielen Flächen umgesetzt wurde. Heute wird empfohlen, die Rotten durch 8 bis 12 m (projiziert) breite und baumfreie Gassen voneinander zu trennen (Glanzmann et al 2019). Die wärmeren Bodentemperaturen führen zu positiven Wachstumseffekten im Gebirgswald (Dawes et al 2015), weshalb bereits während der vergangenen Jahre eine verstärkte Ausdehnung der Fichtenkronen in die Gassen beobachtet wurde. Der aktuelle Gassenabstand zwischen den Rotten, die vor 20 bis 30 Jahren ausgeformt wurden, ist deshalb vermutlich in vielen Beständen nicht ausreichend, um die grünen Ränder über die gesamte Lebensdauer der Rotten aufrechtzuerhalten. Einerseits, weil Zeller (1993) weniger breite Gassen empfahl als aktuell, andererseits wird aufgrund der Klimamodelle erwartet, dass in den meisten Teilen der subalpinen Stufe am Ende des Jahrhunderts hochmontane oder noch wärmere Klimabedingungen vorherrschen werden (Zischg et al 2021). Das Konzept des «klassischen» Rottenmanagements sollte daher infrage gestellt werden. Die vorliegende Arbeit widmete sich der Thematik, wie unterschiedlich bewirtschaftete (durchforstete / nicht durchforstete) Fichtenbestände der subalpinen Stufe auf den Klimawandel reagieren, insbesondere auf extreme Trockenheit. Die zentralen Forschungsfragen der Studie lauteten: (1) Welchen Einfluss hat die unterschiedliche Rottenbewirtschaftung auf den Basalflächenzuwachs (Zuwachs der Querschnittsfläche eines Baumes in Brusthöhe (mm²/Jahr), BFZ) einzelner Bäume? (2) Wie reagieren die Bäume in unterschiedlich bewirtschafteten Rotten auf extreme Trockenheit? Innerhalb beider Fragestellungen wurden insbesondere auch Unterschiede zwischen Rand- und Zentrumsbäumen betrachtet. (3) Sind die Gassenabstände zwischen den Rotten unter Anbetracht des aktuellen Baumwachstums breit genug?

Die Versuchsfläche Scharinas befindet sich in der Surselva, Graubünden. Die Jahresmitteltemperatur liegt bei ca. 6.8 °C, und der Jahresniederschlag beträgt 1126 mm (Klimastation Disentis, Datenmittelwert 1960–2021). Die Versuchsfläche ist ein mässig trockener Standort in der subalpinen Höhenstufe und umfasst Waldgesellschaften wie 58 (typischer Preiselbeer-Fichtenwald) und 58L (Preiselbeer-Fichtenwald mit Laserkraut). Die Waldfläche dient hauptsächlich als Lawinenschutzwald für das Dorf Tschamut sowie die Verbindungsstrecken der Bahnlinie und der Kantonsstrasse zum Oberalppass. Im Zuge der Walseransiedlung wurde der ehemalige Wald durch Brandrodung und übermässige Beweidung komplett zerstört. Zwischen 1967 und 1976 wurde die Fläche im Rahmen des Aufforstungs- und Verbauungsprojekts Scharinas wieder aufgeforstet und mit Lawinenverbauungen versehen. Von 1989 bis 1994 fanden im Jungwuchs Negativauslesen statt, bis im Jahr 1995 mit der Rottenausformung begonnen wurde. In einigen Rotten der Versuchsfläche wurden im Jahr 2012 Durchforstungen durchgeführt. Die etwa 50 Jahre alte Aufforstung befindet sich heute im Stangenholzstadium, und zwischen einigen Rotten im Untersuchungsgebiet sind Pionierbaumarten wie die Zitterpappel (Populus tremula) zu finden.

Insgesamt wurden 12 Rotten untersucht, die durch starke Fichtendominanz und baumfreie Gassen zum benachbarten Baumkollektiv charakterisiert sind. Die Rotten wurden in zwei Gruppen, durchforstet (DF) und nicht durchforstet (NIDF), geteilt (Tabelle 1). Für die Gruppe DF wurden 6 Rotten untersucht, in denen im Jahr 2012 ein Durchforstungseingriff stattfand. Für die Gruppe NIDF wurden 6 Rotten analysiert, die nicht durchforstet wurden (Abbildung 1).

Rottendurchmesser, Hangneigung, Höhenlage und Bestanddichte wurden während den Feldarbeiten aufgenommen. Weiter wurden die Einzelbäume im Rand- und Zentrumsbereich einer Rotte untersucht. Insgesamt wurden 8 Bäume pro Rotte, 4 Rand-(R) und 4 Zentrumsbäume (Z) beprobt (Abbildung 2). Aufgenommen wurden Brusthöhendurchmesser und 2 Bohrkerne pro Baum. Zum Schluss wurde bei den vorab definierten Randbäumen die zugehörige Gasse vermessen (Gassenbreite, Hangneigung und Exposition).

Die Jahrringe wurden mit CooRecorder vermessen (Larsson 2005) und mit dem Programm COFECHA kreuzvalidiert (Holmes 1983). Basierend auf den Jahrringdaten wurde die prozentuale Wachstumsveränderung nach dem Eingriff (PWV) berechnet: PWV = (BFZ 9 Jahre nach Durchforstung – BFZ 9 Jahre vor Durchforstung) / BFZ 9 Jahre vor Durchforstung (adaptiert nach Trotsiuk et al 2018). Zusätzlich wurden die Wachstumsresistenz (Resistenz = BFZ Trockenjahr / BFZ 2 Jahre vor Trockenperiode) und die Wachstumsresilienz (Resilienz = BFZ 2 Jahre nach Trockenperiode / BFZ 2 Jahre vor Trockenperiode) (Lloret et al 2011) für die extrem trockenen Jahre 2003 und 2018 berechnet. Das Jahr 2003 diente nur als Kontrolljahr zur Veranschaulichung, dass die Bäume vor der Durchforstung nicht unterschiedlich auf die Trockenheit reagierten. Um den Effekt der Trockenheitsreaktion der unterschiedlichen Gruppen zu überprüfen, wurde das Jahr 2018 ausgewählt. Die Daten wurden mit der Statistiksoftware R ausgewertet (R Core Team 2022).

Die DF- bzw. NIDF-Rotten unterschieden sich vor dem Durchforstungseingriff bezüglich ihrer Stammzahl pro Hektare nicht signifikant (Stämme pro Hektare [Median] NIDF 3597, DF 2599, ANOVA-Test, α > 0.05). Im Oktober 2012 wurden 6 der 12 untersuchten Rotten durchforstet, wobei ca. 65% der Bäume aus dem Bestand entfernt wurden. Nach der Durchforstung konnte ein signifikanter Unterschied bezüglich totaler Stammzahl pro Hektare zwischen den Bewirtschaftungsarten festgestellt werden (Stämme pro Hektare [Median]: NIDF 3211, DF 914, ANOVA-Test, α < 0.05).

Die untersuchten Einzelbäume wurden im Zug der Auswertung jeweils in vier Gruppen (DF_R, DF_Z, NIDF_R und NIDF_Z) zusammengefasst. Bis kurz vor der Durchforstung im Jahr 2012 hatten alle untersuchten Rotten die gleiche Ausgangslage, was den ähnlichen Basalflächenzuwachs (BFZ) der unterschiedlichen Gruppen über die ersten Jahre erklärt (Abbildung 3). Nach der Durchforstung konnte bei den DF-Gruppen eine markante Steigerung im BFZ (durchschnittlicher Einzelbaumzuwachs pro Gruppe) festgestellt werden, die das Wachstum der NIDF überschritt. In den NIDF-Gruppen fand kein Eingriff statt, weshalb sich der BFZ nach 2012 nicht signifikant veränderte (ANOVA-Test, α > 0.05).

In Abbildung 3 sind die prozentualen Wachstumsveränderungen (PWV) nach der Durchforstung dargestellt. In den DF-Gruppen wiesen sowohl die Zentrumsbäume (DF_Z) als auch die Randbäume (DF_R) eine grössere Wachstumszunahme nach dem Eingriff auf (Median PWV +80% bzw. +75%). In der Kontrollgruppe (NIDF) hatten die Rand- (NIDF_R) und die Zentrumsbäume (NIDF_Z) in den letzten neun Jahren geringe bis negative Wachstumsveränderungen (Median PWV +4 % bzw. –6%). Die Wachstumsresistenz und die Wachstumsresilienz gegen Trockenheit wurden für die Extremjahre 2003 und 2018 dargestellt (Abbildung 4). Die Wachstumsresistenzen und die Wachstumsresilienzen wiesen im Jahr 2003 keine signifikanten Unterschiede zwischen den Gruppen DF_Z, DF_R, NIDF_Z und NIDF_R auf. Nach der Durchforstung einiger Rotten im Jahr 2012 wuchsen die Bäume unter verschiedenen Bestandbedingungen auf und reagierten unterschiedlich auf die Trockenheit im Jahr 2018. Im Jahr 2018 konnte lediglich für DF_R eine Wachstumsresistenz über dem Schwellenwert 1 (Median 1.02) festgestellt werden, was einen grösseren BFZ im Trockenheitsjahr im Vergleich zu den Vorjahren signalisiert. Die restlichen Gruppen (DF_Z, NIDF_Z und NIDF_R) lagen im Median unter dem Schwellenwert und wiesen 2018 einen reduzierten BFZ auf. Die Gruppe NIDF_Z litt am stärksten unter der Trockenheit, ihr Median lag bei 0.88. Die Berechnung der Wachstumsresilienz gegen Trockenheit im Jahr 2018 ergab für die Randbäume (DF und NIDF) Werte über dem Schwellenwert, wobei NIDF_R mit 1.07 den höchsten Median aufwies. Die Wachstumsresilienzen für die Zentrumsbäume (DF und NIDF) lagen knapp unter dem Schwellenwert.

Für die projizierte Gassenbreite (Distanz ohne Hangneigung) zwischen zwei Rotten wurde im Schnitt ein Mittelwert von 6.7 m gemessen (Resultate nicht dargestellt). Die doppelte Astausladung der Randbäume (NIDF/DF) lag im Median bei 6.38 m bzw. 6.48 m (Resultate nicht dargestellt).

Durchforstungseingriffe reduzieren im Bestand die Konkurrenz um limitierte Ressourcen wie Nährstoffe, Licht oder Platz, was das Baumwachstum fördert (Bengt 1995) und gleichzeitig die Vitalität und Stabilität eines Bestandes verbessern kann. Unsere Untersuchung in Scharinas ergab, dass durchforstete Rotten (Rand- und Zentrumsbäume) ein stärkeres individuelles Baumwachstum aufwiesen als nicht durchforstete Rotten. Dabei wurde ein höherer BFZ bei Randbäumen im Vergleich zu Zentrumsbäumen (durchforstet und nicht durchforstet) festgestellt. Durch die reduzierte Konkurrenz in durchforsteten Rotten können die Bäume lange und symmetrische Kronen in alle Richtungen erhalten (Resultate nicht dargestellt). Dies bestätigt bekannte Ergebnisse aus anderen Studien, wie im Plenterwald in tieferen Höhenstufen, und veranschaulicht einen erhöhten BFZ in durchforsteten Rotten auch in der subalpinen Stufe.

Bäume mit hohen Wachstumsresistenzen benötigen weniger Wachstum, um sich von einer Trockenheit zu erholen, verglichen mit weniger resistenten Bäumen. Das bedeutet, dass Bäume oder Bestände, die resistent gegen Wachstumseinbrüche sind, normalerweise nicht auch resilient sind. Entsprechend geht man davon aus, dass Bäume, die weniger resistent gegen Trockenheit sind, während des Ereignisses stärker gestresst und anfälliger gegenüber potenziell nachfolgenden Störungen wie Borkenkäfer sind (Netherer et al 2019).

An unserem Untersuchungsstandort in Scharinas stellten wir fest, dass die durchforsteten Rotten im Vergleich zu den nicht durchforstet Rotten (Medianwert unter 1) resistenter gegenüber Wachstumseinbrüchen während der Trockenheit 2018 waren. Gleichzeitig wurde keine signifikant höhere Wachstumsresilienz gegen Trockenheit in den nicht durchforsteten Rotten im Vergleich zu den durchforsteten Rotten festgestellt. Dies verdeutlicht, dass die Bäume in den nicht durchforsteten Rotten weder resistent noch resilient gegenüber der Trockenheit im Jahr 2018 waren. Insgesamt zeigte sich tendenziell, dass geringere Konkurrenz innerhalb einer Rotte die Trockenheitsresistenz der Einzelbäume erhöht, insbesondere bei Randbäumen. Dies unterstützt Ergebnisse aus Studien, die eine negative Beziehung zwischen Wachstumsresistenz gegen Trockenheit und Bestanddichte veranschaulichen (z.B. Bottero et al 2021).

Veränderungen in der Wasserverfügbarkeit, verursacht durch Konkurrenz um Bodenfeuchtigkeit, können den Trockenstress von Beständen verschärfen und die Anfälligkeit von Waldökosystemen gegenüber Trockenheit erhöhen (Bradford et al 2022). Falls nun Trockenheitsereignisse häufiger auftreten und zeitlich näher beieinander liegen, haben Bäume in nicht durchforsteten Rotten möglicherweise nicht genügend Zeit, um sich vom Trockenstress zu erholen. Durchforstungen werden in der adaptiven Waldbewirtschaftung zur Verringerung von trockenheitsbedingten Wachstumseinschränkungen eingesetzt (Brang et al 2014). Beispielsweise wirken Durchforstungen in Waldföhrenbeständen (Pinus sylvestris) ab einer Eingriffsintensität von 40% bis 60% abschwächend gegen Trockenheit (Giuggiola et al 2013). Aufgrund der erhaltenen Ergebnisse wird angenommen, dass für den mässig trockenen Standort Scharinas die gewählte Eingriffsintensität die Trockenheitsauswirkungen auf die durchforsteten Fichtenrotten reduzierte. Durch die Konkurrenzreduktion können durchforstete Fichten längere Kronen, geringere Schlankheitsgrade und einen grösseren BFZ entwickeln, was zur erhöhten Resistenz der Bäume beitragen kann (Castagneri et al 2022). Auf diesen Erkenntnissen basierend folgert sich, dass die individuelle Baumresistenz gegenüber abiotischem Stress in den durchforsteten Rotten grösser ist als in nicht durchforsteten Rotten. Dies impliziert insbesondere auch eine erhöhte Resistenz von durchforsteten Fichtenrotten gegenüber biotischem Stress (Brang et al 2014) wie Buchdruckerkalamitäten (Ips typographus).

Angesichts prognostizierter Zunahmen abiotischer und biotischer Störungen könnte eine Durchforstung in sehr trockenheitslimitierten Schutzwäldern sinnvoll sein, um die Anfälligkeit des gesamten Bestandes zu reduzieren und die Widerstandsfähigkeit des Waldes zu erhalten. Der Ansatz zur Berechnung der Resistenz und Resilienz von Lloret et al (2011) berücksichtigt ausschliesslich den BFZ vor, während und nach der Trockenphase. Darüber hinaus ist es wichtig, die potenziell negativen Auswirkungen der Durchforstungen nach den Eingriffen zu berücksichtigen, z.B. Fällschäden, reduzierte kollektive Stabilität, besonnte Stämme und die Verbreitung von Brutmaterial am Boden. Diese Faktoren können die verbleibenden Bäume gefährden und die Gesamtkosten der Waldbewirtschaftung erhöhen. Durch frühzeitige und regelmässige Durchforstungen lassen sich diese negativen Aspekte minimieren. Bereits bei der Jungwaldpflege, wie in Scharinas praktiziert, sollten frühzeitige Eingriffe erfolgen und regelmässige Folgeeingriffe durchgeführt werden, um diese Risiken zu mindern und die positiven Auswirkungen der Durchforstung zu maximieren. Eine Verzögerung der Durchforstung kann die oben genannten negativen Auswirkungen erheblich verstärken.

Die meisten Gassenabstände in Scharinas sind schmaler, als die aktuellen Richtwerte empfehlen, aber im Stangenholzstadium immer noch ausreichend breit, da sie knapp die doppelte Astausladung der Randbäume (NIDF/DF) aufweisen und lange Kronen in Richtung Gasse besitzen. Dennoch wird auch im künftigen Baumholz ein weiteres Kronenwachstum in die Gassen erwartet. Es ist anzunehmen, dass die Gassenabstände langfristig nicht genug breit sein werden, um die gewünschten Ränder und Strukturvielfalt des Bestandes aufrechtzuerhalten. Um die vorhandenen Kronenränder zu erhalten und ein Zusammenwachsen der Rotten zu verhindern, ist geplant, in den nächsten zehn Jahren etwa ein Viertel der Rotten zu entfernen (Carella 2023). Dies sichert langfristig grüne Ränder, schafft neue Verjüngungslücken und fördert die Strukturvielfalt. Bevor später weitere Rotten entfernt werden können, sollte dort, wo Rotten entnommen wurden, die Verjüngung bereits aufgekommen sein. Die Annahme, dass die Gassen langfristig zu schmal sein werden, deutet darauf hin, dass der Vorteil der zeitlichen Flexibilität für den Beginn der Verjüngungseinleitung, den das Rottenmanagement eigentlich bietet, in Scharinas verloren geht. Eingriffe innerhalb einer Rotte entsprechen nicht dem klassischen Rottenmanagement, denn nicht der Einzelbaum macht eine Rotte stabil, sondern das Kollektiv (Glanzmann et al 2019, Zeller 1993).

Das Ziel der Rottenpflege besteht darin, die kollektive Stabilität zu fördern (Glanzmann et al 2019), indem auf lange grüne und zusammenhängende Kronenmäntel der Randbäume geachtet wird. In Scharinas zeigen nicht durchforstete Rotten zusammenhängende Kronenmäntel, die ein intaktes Verbundsystem mit den Zentrumsbäumen bilden. In den durchforsteten Rotten wurden zehn Jahre nach dem intensiven Durchforstungseingriff vereinzelt Abstände bis 3 m zwischen den Kronen festgestellt. Hier wurden bei den Zentrums- und Randbäumen symmetrische und lange Kronen beobachtet, was darauf hindeutet, dass die Stabilität der Rotte nicht durch das Verbundsystem, sondern durch die einzelnen Bäume gewährleistet wird. Angesichts des Klimawandels könnten künftig nicht nur Umwelteinflüsse wie Wind oder Schnee das stabile Verbundsystem gefährden, sondern auch warme Temperaturen und Trockenheit. Unter der Annahme, dass stabile Einzelbäume resistenter gegen klimatische Veränderungen sind und sich schneller von Störungen erholen (Brang et al 2016) und die Klimaverhältnisse laut den Vorhersagen der Klimamodelle kaum mehr jenen der subalpinen Stufe entsprechen (Zischg et al 2021), könnte die Bedeutung der Einzelbaumstabilität im Rottenmanagement zunehmen. Die Durchforstung kann auf der Bestandebene ein effektives Instrument sein, um die Auswirkungen der Trockenheit auf das Baumwachstum zu mildern (Moreau et al 2022). An sehr trockenen Standorten bietet die Durchforstung einer Rotte eine Möglichkeit, die Stabilität der Einzelbäume zu stärken und die Widerstandsfähigkeit gegen klimatische Veränderungen und mechanische Belastungen zu fördern (Brang et al 2016).

Mischbestände tragen aufgrund unterschiedlicher abiotischer und biotischer Toleranzen zur Störungs- und Stressresistenz bei, wodurch sie besser auf unsichere Zukunftsbedingungen vorbereitet sind als Reinbestände und somit für die Anpassung an den Klimawandel von grosser Bedeutung (z.B. Bauhus et al 2017). Die Veränderung der Baumartenzusammensetzung hin zu einem höheren Anteil weniger gefährdeter und standortangepasster Arten ist für die Waldbewirtschaftung von grosser Bedeutung (Dobor et al 2020). Pionierbaumarten bieten ein breites Spektrum an Eigenschaften, die im Zug des Klimawandels genutzt werden können, um zukunftsfähige Waldstrukturen zu formen (Rothkegel et al 2020). Die Beimischung von Pionieren in Fichtenreinbestände kann dabei helfen, mit limitierten Ressourcen besser umzugehen (Rothkegel et al 2020), und sie erhöht die Baumartenvielfalt im gesamten Bestand. Des Weiteren wird davon ausgegangen, dass in vielfältigen Ökosystemen vor allem die Artenzusammensetzung bezüglich der Schädlingsbekämpfung eine grosse Wirkung zeigen kann (Koricheva et al 2006). Es stellt sich jedoch die Frage, wie Pionierbaumarten im Rahmen der Rottenbewirtschaftung ausreichend gefördert werden, damit sie genügend Licht erhalten, ohne die Schutzwaldanforderungen (z.B. Deckungsgrad) zu vernachlässigen. Um Pionierbaumarten längerfristig in das Management einzubinden, sollten diese bereits zu Beginn einer Aufforstung in die Planung miteinbezogen werden. Die schnellwachsenden Pioniere erhöhen die anfängliche Schutzwirkung und wirken sich im Rahmen eines Vorwaldes positiv auf die horizontale Struktur der Fichten aus, was ein stabiles Wachstum fördert (Schwitter et al 2019). Durchforstungen könnten die lichtbedürftigen Pionierarten begünstigen, indem sie vom Konkurrenzdruck der Fichten befreit werden. Ohne Durchforstung verdrängen die Fichten die an den Klimawandel angepassten Pioniere aufgrund reduzierter Konkurrenzkraft, was die Zukunftsfähigkeit des Bestandes gefährdet. Zudem wird das Aufkommen von Pionierarten wie Zitterpappel und Vogelbeere (Sorbus aucuparia) durch den Verbiss von Schalenwild zusätzlich erschwert (Kupferschmid et al 2015).

Aufgrund des Klimawandels steigt das Risiko von biotischen und abiotischen Störungen, was Anpassungen im klassischen Rottenmanagement an bestimmten Standorten erforderlich machen könnte. Um stabile Schutzwälder auch unter veränderten Umweltbedingungen zu gewährleisten, könnten insbesondere auf trockenheitslimitierten Standorten regelmässige Durchforstungen ab einem frühen Bestandalter eine Möglichkeit sein, die Anfälligkeit von Fichten gegenüber Trockenheit zu verringern. Bäume in durchforsteten Rotten sind zudem in der Lage, längere und symmetrische Kronen zu erhalten, was zur Einzelbaumstabilität und zur Vitalität beiträgt. In sehr wichtigen Schutzwäldern, wo die Fichte eine Zukunft hat und immergrüne Bäume z.B. für den Lawinenschutz erwünscht sind, sollte die Durchforstung so intensiv wie möglich sein, wobei die Obergrenze durch das Anforderungsprofil Naturgefahr von NaiS (Frehner et al 2005) bestimmt wird. Solche Durchforstungen könnten erforderlich sein, wenn der Jungwald im Schutz von temporären Lawinenverbauungen wächst und diese ersetzt werden müssen, weil der Wald seine Schutzfunktion nicht mehr ausreichend erfüllt. Solche Durchforstungen können besser mit Kammerung (Glanzmann et al 2019) als mit Rottenpflege kombiniert werden, um den Deckungsgrad weniger stark zu reduzieren.

Basierend auf unseren Resultaten kann nicht verallgemeinert werden, dass die Bäume in durchforsteten Rotten pauschal resistenter gegen Störungen wie Borkenkäfer sind, da im Rahmen der Überprüfung lediglich der BFZ betrachtet wurde. In Beständen, in denen eine langfristige Baumartenvielfalt oder die Einzelbaumstabilität angestrebt wird, bleibt zu diskutieren, ob die Rottenpflege die geeignete Bewirtschaftungsform ist. Bei Verzicht auf Durchforstung ist der Erhalt eines zusammenhängenden Kronenrands der Randbäume wichtig. Um eine Bestandhomogenisierung zu vermeiden und den Kronenrand der Rotten zu fördern, könnten ganze Rotten entfernt werden.

Bei der Planung der ersten Jungwaldpflege in subalpinen Fichtenbeständen sollte die steigende Produktivität berücksichtigt werden, dies kann dazu führen, dass man nicht mehr wie bisher Rottenpflege anwendet, sondern mit Kammerung arbeitet. Falls man sich weiterhin für Rottenpflege entscheidet, ist auf ausreichend breite Gassen (mindestens 8–12 m) und auf das Fördern von Pionierbaumarten wie Birke (Betula pendula) und weitere Baumarten wie Bergahorn (Acer pseudoplatanus) und Lärche (Larix decidua) zu achten. Obwohl diese Arten nicht typisch für die Rottenstruktur sind, stabilisieren sie durch anfänglich schnelles Wachstum die Schneedecke und fördern damit das stabile und langkronige Wachstum der Fichten (Guggisberg et al 2020). Im Hinblick auf den Klimawandel wird erwartet, dass gewisse Prozesse der Waldbewirtschaftung komplexer werden, weshalb bereits etablierte Waldbauprinzipien angepasst werden müssen.