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4.  Ergebnisse

4.1. Flora und Vegetation des Untersuchungsgebiets

4.1.1. Vorbemerkungen

Trotz der einschneidenden landwirtschaftspolitischen Veränderungen seit 1990 kann der Anteil Auengrünlandes an der Gesamtfläche des Graslandes in Ostdeutschland auch heute noch, wie bei Succow (1983) beschrieben, mit etwa 16,6 % (209.000 ha) angenommen werden. Die noch in den 1950er bis 1960er Jahren vorhandene große Reichhaltigkeit von Grünlandtypen verschiedenster Standorte ist nachfolgend weitgehend verschwunden. Sie wurde auf sämtlichen durch Hydromelioration und Umbruch nivellierbaren Standorten durch Saatgrasland ersetzt. Währenddessen ließ man nicht intensivierbare bzw. -würdige Standorte verbrachen (Hundt & Succow 1984).

Die umfassenden Veränderungen in der Bewirtschaftung von Grünland machten, trotz der Beeinträchtigungen, die durch Hochwässer auftreten können, auch vor den Auenstandorten der Elbe nicht halt (Hundt 1996). Walther (1987) und Redecker (1999a) betonen, dass die an der Unteren Mittelelbe typischen und gefährdeten Grünlandbestände nur noch dort erhalten geblieben sind, wo traditionelle Nutzungsweisen noch heute praktiziert werden. Einschränkend in Bezug auf die Intensivierungsbestrebungen wirkte sich die räumliche Lage des Untersuchungsgebiets aus, das zwischen 1945 und 1989 an der Grenze von DDR und BRD lag.

Syntaxonomischer Vergleich

Um gebietsspezifische Besonderheiten herausarbeiten und die Grünlandbestände des Untersuchungsgebiets bewerten zu können, wurden die syntaxonomischen Einheiten einer größeren Anzahl von Aufnahmen gegenübergestellt, die im Rahmen aktueller Forschungsarbeiten im niedersächsischen Teil der Auen der unteren Mittelelbe angefertigt wurden (Hellwig 2000, Redecker 1999b). Weiterhin dienen Vergleiche mit zeitlich weiter zurückliegenden Arbeiten (Hundt 1958, 1963, 1977, 1983, 1987 u. 1996, Passarge 1960,Walther 1950, 1973, 1977a,b, 1983 u. 1987) der Dokumentation langfristiger Vegetationsverschiebungen im Auengrünland an der Mittelelbe.

Vornutzung/jüngere Nutzungsgeschichte

Grünlandgesellschaften benötigen für ihre völlige Ausdifferenzierung eine Entwicklungsdauer von mindestens 20-50 Jahren (Kaule 1991). Entsprechend ist für die Interpretation der aktuell vorgefundenen Vegetation und ihrer Entwicklungsmöglichkeiten eine detaillierte Kenntnis der Nutzungsgeschichte der letzten Jahrzehnte unerlässlich. Im vorliegenden Fall geschah die Recherche durch Befragung der in der ehemaligen landwirtschaftlichen Produktionsgenossenschaft für den Pflanzenschutz und die Grünlandwirtschaft zuständigen Mitarbeiter (Moorholz 1994 und Pester 1997) sowie eines langjährigen Bewirtschafters im Lütkenwischer Deichvorland (Schulz 1997).

Vegetationskartierung

Die Flächenanteile der Grünlandvegetation wurden auf der Basis der aufgestellten Vegetationseinheiten erfasst, wobei auf eigens für das Verbundprojekt angefertigte Luftbilder im Maßstab

1: 8.000 (Kirchner & Wolf 1996) zurückgegriffen werden konnte. Die Untergrenze einzeln darstellbarer Flächen lag bei ca. 20 x 20 m. Traten Vegetationseinheiten wiederholt in engräumigen Vergesellschaftungen auf, wurden diese als Komplexe kartiert. Dort, wo eine der Vegetationseinheiten stark dominierte und weitere nur vereinzelt und kleinflächig zu dieser hinzutraten, wurde in der Karte nur die dominante Einheit dargestellt. Die nachfolgend digitalisierten Flächendaten wurden mit Hilfe des projektinternen Geografischen Informationssystems verwaltet, in die Vegetationskarte umgesetzt und die Flächenanteile der kartierten Vegetationstypen ermittelt.


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4.1.2.  Floristisches Inventar

In Untersuchungsgebiet konnten zwischen 1997 und 1999 insgesamt 390 Gefäßpflanzenarten nachgewiesen werden (s. Tab. A-2 im Anhang), davon 138 Arten im Deichvorland. Nach Ellenberg et al. (1991) können 31 der festgestellten Arten als solche mit einem kontinentalen bzw. subkontinentalen Verbreitungsschwerpunkt und weitere 25 Arten als solche mit vorwiegend atlantischer bzw. subatlantischer Verbreitung angesprochen werden (vgl. Meusel et al. 1965, 1978), was die Übergangsstellung der unteren Mittelelbe zwischen dem subkontinentalen und dem subatlantischen Klimabereich betont (s. Tab. 7). Ein beträchtlicher Teil der Arten weist in ihrem Vorkommen eine enge Bindung an Stromtäler auf. Diese Arten sind in besonderer Weise an die Standortbedingungen der Auen angepasst, da ihre Diasporen vorzugsweise hydrochor verbreitet werden. Sie sind vielfach in der Lage, durch Überflutungen vegetationsfrei hinterlassene Pionierstandorte effektiv zu besiedeln und sind gut an die Klimamerkmale der Flussauen – wärmere Sommer und mildere Winter als in deren Umland – adaptiert (vgl. Brandes & Sander 1995, Fischer 1996, Müller-Stoll 1955). Ein Drittel derStromtalarten tritt regelmäßig im Grünland auf, bei den restlichen Arten handelt es sich in der Mehrzahl um Elemente der flussbegleitenden Röhrichte und Annuellenfluren der Ufer.

Der überwiegende Anteil der typischen Auengrünlandarten kommt entweder ausschließlich im Deichvorland oder im Deichhinterland vor. Nur wenige dieser Arten konnten vor- und hinterdeichs vorgefunden werden.

Das alleinige Vorkommen im Deichvor- oder Hinterland kann verschiedene Ursachen haben; hierunter haben der Bodenwasserhaushalt und das Nährstoffdargebot die größte Bedeutung. Kommt eine Art nur außendeichs vor, kann dies darin begründet sein, dass sie nur unter den dort vorherrschenden Überflutungsbedingungen und sehr großen Grundwasserschwankungen ausreichend konkurrenzstark ist (z. B. Rumex thyrsiflorus). Umgekehrt kann das ausschließliche Vorkommen binnendeichs darauf hindeuten, dass eine Art nur geringere Grundwasseramplituden und keine Überstauung zu tolerieren vermag (z. B. Allium scorodoprasum). Bei diesen Arten handelt es sich häufig um solche des natürlichen Auenrandes (vgl. Kap. 4.2).

Tab. 7: Im Untersuchungsgebiet nachgewiesene Gefäßpflanzenarten mit vorwiegend (sub-)atlantischem bzw. (sub-)kontinentalem Verbreitungsschwerpunkt oder typische Stromtalpflanzen (nach Fischer 1996 und Müller-Stoll 1955). Es bedeuten: Bbg - Brandenburg, SAh - Sachsen-Anhalt, Nds - Niedersachsen, MV - Mecklenburg-Vorpommern)

Pflanzenart

Verbreitungs-schwerpunkt

Stromtal-pflanze

im Grünland
i.w.S. vorkommend

Gefährdung

Rote Liste-Status)

 

atl./subatl.

kont./sub-kont.

 

Deich-vorland

Deichhin-
terland

Bbg

SAh

Nds

MV

Alchemilla xanthochlora

x

    

1

 

3

1

Alisma lanceolatum

x

  

x

 

2

  

1

Allium scorodoprasum

  

x

 

x

  

3F

 

Anchusa arvensis

 

x

       

Anthriscus caucalis

x

      

2

3

Arctium nemorosum

x

        

Arctium tomemtosum

 

x

       

Artemisia annua

 

x

x

      

Asparagus officinalis

 

x

       

Barbarea stricta

 

x

x

x

x

    

Bellis perennis

x

  

x

x

    

Bidens frondosa

  

x

x

x

    

Bolboschoenus maritimus

  

x

      

Bromus inermis

 

x

  

x

    

Bromus tectorum

 

x

       

Calamagrostis epigejos

 

x

       

Cardamine parviflora

 

x

x

  

3

1

4

0

Carex arenaria

x

   

x

    

(Fortsetzung nächste Seite)


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Pflanzenart

Verbreitungs-schwerpunkt

Stromtal-pflanze

im Grünland
i.w.S. vorkommend

Gefährdung

(Rote Liste-Status)

 

atl./subatl.

kont./sub-kont.

 

Deich-vorland

Deichhin-
terland

Bbg

SAh

Nds

MV

Carex brizoides

 

x

x

      

Carex otrubae

x

   

x

 

3

  

Carex praecox

 

x

x

x

  

3

3

1

Cerastium dubium

 

x

x

x

 

3

4

4

 

Cerastium pallens

  

x

x

 

?

   

Chaerophyllum bulbosum

  

x

      

Chenopodium bonus-henricus

x

        

Chenopodium hybridum

 

x

     

3

 

Chenopodium rubrum

 

x

       

Cnidium dubium

 

x

x

x

x

2

2

2

1

Corrigiola litoralis

x

 

x

  

2

3

3F

2

Cruciata laevipes

x

 

x

      

Cuscuta europaea

  

x

      

Cucubalus baccifer

  

x

  

1

3

2

1

Descuriania sophia

 

x

       

Dipsacus sylvestris

  

x

      

Epilobium obscurum

x

    

3

2

 

G

Eryngium campestre

  

x

x

x

  

3F

2

Euphorbia palustris

 

x

x

  

2

3

3F

1

Galeopsis speciosa

 

x

     

3

 

Galium boreale

 

x

 

x

 

3

 

2

3

Heracleum sphondylium

x

   

x

    

Hieracium caespitosum

 

x

  

x

2

3

 

2

Hordeum secalinum

x

 

x

   

2

2

1

Hottonia palustris

  

x

  

3

3

  

Hypericum hirsutum

  

x

      

Inula britannica

  

x

x

 

3

3

3F

3

Leonurus marrubiastrum

 

x

x

   

2

3

2

Lepidium ruderale

 

x

       

Limosella aquatica

  

x

  

3

3

3F

3

Lotus uliginosus

x

   

x

    

Mentha pulegium

  

x

x

 

3

2

2

1

Montia fontana ssp.

chondrosperma

x

    

2

2

3F

2

Oenanthe fistulosa

x

   

x

3

2

3

2

Papaver argemone

x

        

Poa bulbosa

 

x

     

2

1

Populus nigra

 

x

   

1

1

3

 

Pulicaria vulgaris

  

x

  

3

2

2F

2

Rorippa amphibia

 

x

       

Rorippa austriaca

 

x

x

      

Rosa vosagiaca

x

    

3

 

3

3

Rumex sanguineus

x

     

3

  

Rumex stenophyllus

 

x

x

      

Rumex thyrsiflorus

 

x

x

x

     

Saxifraga granulata

x

 

x

 

x

 

3

2

 

Scutellaria hastifolia

 

x

  

x

2

2

2

1

Senecio aquaticus

x

 

x

  

3

3

3

2

Senecio vernalis

 

x

       

Silaum silaus

x

 

x

  

3

3

2

1

Stellaria palustris

 

x

 

x

x

3

3

  

Teucrium scordium

  

x

  

2

1

2F

2

Thalictrum flavum

  

x

   

3

3

2

Veronica agrestis

x

      

3

 

Vicia tenuissima

x

   

x

    

Viola stagnina

x

 

x

  

2

2

2F

1

Xanthium albinum

  

x

      

Anzahl

(74)

25

31

36

15

17

26

28

33

29

Es konnten insgesamt 60 Gefäßpflanzenarten nachgewiesen werden, die nach der Roten Liste des Landes Brandenburg (Ministerium für Umwelt, Naturschutz und Raumordnung des Landes Brandenburg 1993) als gefährdet eingestuft werden. Davon haben 29 ihren Verbreitungschwer[Seite 40↓]punkt im Grünland. Einer vom Aussterben bedrohten Art (Alchemilla xanthochloa) stehen dabei sechs stark gefährdete und 22 gefährdete gegenüber. Die meisten dieser Arten kommen nur sporadisch im Untersuchungsgebiet vor. Währenddessen sind nennenswerte Vorkommen nur für Cnidium dubium, Inula britannica, Lychnis flos-cuculi und Stellaria palustris zu verzeichnen.

4.1.3. Pflanzengesellschaften

Der Begriff Grünlandvegetation soll im folgenden in seinem weiteren Sinne verstanden werden und neben dem eigentlichen Wirtschaftsgrünland auch Röhrichte umfassen, die in der Aue der Elbe in Wiesen und Weiden eingestreut vorkommen und enge synökologische und synsoziologische Beziehungen zu diesen unterhalten.

Insgesamt wurden durch die Teilprojekte Landwirtschaft und Vegetationskunde während der Projektzeitlaufzeit im Untersuchungsgebiet und angrenzenden Flächen auf der niedersächsischen Elbseite 392 pflanzensoziologische Aufnahmen in Grünland und Röhrichten angefertigt und syntaxonomisch gegliedert; davon entfallen 149 Aufnahmen (Vegetationstabellen A-3 bis A-5 im Anhang) auf vordeichs und 243 auf hinterdeichs liegende Fläche (vgl. Hellwig 2000). Die Aufnahmen wurden im Wirtschaftsgrünland i.e.S. (V Arrhenatherion und V Cynosurion) vier, bei den Flutrasen fünf und den Röhrichten neun Vegetationseinheiten auf Assoziationsniveau zugeordnet.

In den synthetischen Übersichtstabellen (Tab. 8-10) und den differenzierten Vegetationstabellen
A-3 bis A-5, auf die im folgenden Bezug genommen wird, sind die Vegetationseinheiten des Deichvorlandes durch den Autor unabhängig von den Beständen des Deichhinterlandes syntaxonomisch gegliedert worden und werden im Kontrast zur Hinterdeichsvegetation (Hellwig 2000) diskutiert. Diese Vorgehensweise betont zum einen die Wichtigkeit der überflutungsgeprägten Vegetation des Deichvorlandes für die Prognose der Vegetationsentwicklung nach der Deichrückverlegung, andererseits erleichtert sie den Vergleich zwischen beiden Teilen des Untersuchungsgebiets. Die Vegetationsaufnahmen von den Dauerbeobachtungsflächen, die im ersten Untersuchungsjahr (1997; Ausgangszustand) angefertigt wurden, sind den Einheiten hintenan gestellt.

Gesellschaften des wechselfeuchten bis wechselfrischen Grünlandes (Grünland i.e.S.)

(s. Tabelle 8 und ausführliche Vegetationstabelle A-3 im Anhang)

Das wechselfeuchte bis wechselfrische Wirtschaftsgrünland nimmt wie im Deichhinterland so auch im Deichvorland des Untersuchungsgebiets den größten Flächenanteil ein (vgl. Kap. 4.1.4). Es bestehen auffällige Unterschiede in der Artenzusammensetzung zwischen beiden Bereichen, die in der Hauptsache den unterschiedlichen hydrologischen Bedingungen, Überflutungen und stark schwankender Grundwasserspiegel im Deichvorland (vgl. Kap. 4.2) und fehlende Überflutung sowie Hydromelioration im Deichhinterland, geschuldet sind.

Die Nutzung der Bestände findet in der Regel als Mähweide statt; ausnahmsweise werden die Schläge zeitweise als reine Weide genutzt (vgl. Kap. 4.1.5 und 4.3). Dem einheitlichen Nutzungsregime entsprechend stellt sich die Grünlandvegetation recht uniform dar. Es lassen sich im Deichvorland zwei (Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori und Elytrigia repens-Alopecurus-pratensis-Gesellschaft) und im Deichhinterland drei (Dauco-Arrhanatheretum elatioris, Lolio-Cynosuretum cristati und Elytrigia repens-Alopecurus-pratensis-Gesellschaft) Vegetationseinheiten auf Assoziationsniveau nachweisen.


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Tab. 8: Synthetische Übersicht über die Grünlandgesellschaften i.e.S

  

laufende Nummer

 

1

2

3

4

5

6

7

8

 
  

Anzahl der Aufnahmen

 

3

6

6

4

9

6

5

15

 
  

mittl. Artenanzahl

 

9,3

14,5

18,0

18,8

15,1

11,7

12,6

10,7

 
 

AC/D:

          
  

Rumex thyrsiflorus

 

V 1-3

V 2-3

V 1-2

V 1-2

V 2

V +-1

V 1-2

I +

 
 

D-Subass. von:

          
  

Agrostis capillaris agg.

 

V 2-4

V 1-3

V 2-3

V 3-4

V 1-3

I 1

II 1

.

 
 

D-Variante von:

          
  

Leontodon autumnalis

 

IV 1

V 1-2

IV 1

V +-1

II +

.

II +

I +

 
  

Bromus hordeaceus

 

V 1

V +-2

III 1-2

V 2

.

.

.

.

 
  

Achillea millefolium agg.

 

IV 1

IV +-1

V 1

V +-1

I 1

.

II 2

.

 
  

Cerastium holosteoides

 

.

V +-1

V 1-2

II 1

.

II +

.

.

 
  

Plantago lanceolata

 

II 1

V +-1

III +

III +-1

.

.

.

.

 
 

D-Ausbildung mit:

          
  

Lolium perenne

 

.

V +-3

.

.

.

.

.

.

 
  

Cerastium pallens

 

II 1

V +-1

I 1

.

.

.

.

.

 
 

D-Subvariante von:

          
  

Erophila verna

 

.

.

V 2

V 2

.

I +

II 1

.

 
  

Veronica arvensis

 

.

.

V 1-2

V 2

.

.

II +

.

 
  

Cerastium pumilum

 

.

.

V +-2

V 2

.

.

.

.

 
  

Trifolium dubium

 

.

.

V 1-4

IV 1-2

.

.

.

.

 
  

Myosotis stricta

 

.

.

IV +-1

IV +-2

.

.

.

.

 
  

Vicia tetrasperma

 

.

.

V 1

II 1

.

.

.

.

 
 

D-Ausbildung mit:

          
  

Vicia lathyroides

 

.

.

.

V +-1

.

.

.

.

 
  

Cerastium arvense

 

.

.

.

IV 2

.

.

.

.

 
  

Hypochoeris radicata

 

.

.

.

IV +-1

.

.

.

.

 
 

D-Variante von, Subass. von:

          
  

Glechoma hederacea

 

.

.

I +

.

V +-2

V +-2

.

III +-2

 
  

Vicia cracca

 

.

.

.

.

V +-2

I 1

.

I 1

 
  

Achillea ptarmica

 

.

.

.

.

V +-1

.

.

.

 
  

Lathyrus pratensis

 

.

.

.

.

IV 1-2

.

.

.

 
 

D-Ges.:

          
  

Elytrigia repens

 

IV 2

V 1

III 1

IV 1-2

V 1-4

V 1-4

V 1-4

V 3-4

 
  

Alopecurus pratensis

 

IV 2

V 1

V 1-2

V 1

V 1-2

V 1-2

V 1-2

V 1-2

 
 

KC, OC & VC Mol.-Arrh.:

          
  

Poa pratensis s.l.

 

IV 1-2

V 1-2

V +-2

IV +-2

IV 1-3

V 1-2

V 1-3

I 1

 
  

Trifolium repens

 

IV 1-2

V 1-2

V +-3

III +-1

V 1-2

V 1

V +-1

+ 1

 
  

Poa trivialis

 

II +

V +-1

III +-2

.

.

IV 1-2

II 1

III +-2

 
  

Cnidium dubium

 

.

.

.

.

II 1-2

I +

.

.

 
  

Festuca pratensis

 

.

.

I 1

II 1

.

.

.

.

 
  

Trifolium pratense

 

.

.

.

III +-1

I +

.

.

.

 
  

Rumex acetosa

 

.

.

I +

.

.

I +

.

.

 
 

Begleiter:

          
  

Taraxacum officinale agg.

 

IV 1

IV +-1

V 1

IV 1

V +-1

IV +-1

III 1

III +-1

 
  

Phalaris arundinacea

 

.

.

.

.

III +-2

III 1

III 1-2

V 1-3

 
  

Poa palustris

 

.

.

.

.

III 1-2

II 2-3

II 2

V 1-3

 
  

Ranunculus repens

 

.

.

.

.

IV +-1

III 1

II 2

III 1

 
  

Capsella bursa-pastoris

 

.

.

III +-1

II +

.

I +

IV +-1

II +-1

 
  

Plantago intermedia

 

.

.

.

.

II +-1

II +

II 1

III +-1

 
  

Rorippa sylvestris

 

.

.

.

.

II +-1

.

III 1

III +-1

 
  

Potentilla reptans

 

.

.

.

.

II 1

I 2

IV 1-2

I +-1

 
  

Rorippa palustris

 

.

.

III +

II +

II 1

III 1-2

III +-1

.

 
  

Matricaria maritima

 

.

.

.

.

.

II +-1

II 1

III +-1

 
  

Polygonum amphibium

 

.

.

.

.

.

I +

III +-1

III +-1

 
  

Urtica dioica

 

.

.

.

.

.

I 2

II 1

III 1-3

 
  

Fallopia convolvulus

 

.

II 1-2

I 1

.

.

I 2

II 2

.

 
  

Inula britannica

 

.

.

.

.

II 1-2

I 1

III 1-2

II +-1

 
  

Galium verum

 

II 1

I 2

III +-1

II 1

I +

I 1

.

.

 
  

Symphxtum officinale agg.

 

.

.

.

.

II +-2

.

.

+ 1

 
  

Lysimachia nummularia

 

.

.

.

.

III 1-2

.

.

.

 
  

Rumex crispus

 

.

.

.

.

.

.

II +

II +-1

 
  

Cerastium dubium

 

.

.

.

.

.

.

.

II +-1

 
  

Phleum pratense

 

.

.

 

.

.

.

.

I +

 
  

Agrostis canina

 

.

.

.

.

.

.

.

I +

 
  

Stellaria graminea

 

.

.

III 2

.

.

.

.

.

 
  

Euphorbia esula

 

.

.

.

.

I 1

.

II 1

.

 
  

Alopecurus geniculatus

 

.

.

.

.

.

.

III 1

+ 1

 
  

Trifolium hybridum

 

.

.

.

.

II 1

.

.

.

 

Nr. 1-7: Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori Walther ap. R. Tx. & Th. Müller ex Walther 1977

 

Nr. 1-5: Subass. von Agrostis capillaris

 

Nr. 1-4: Variante von Leontodon autumnalis

 

Nr. 1-2: trennartenlose Subvariante

 

Nr. 1: trennartelose Ausbildung

 

Nr. 2: Ausbildung mit Lolium perenne

 

Nr. 3-4: Subvariante von Erophila verna

 

Nr. 3: trennartenlose Ausbildung

 

Nr. 4: Ausbildung mit Vicia lathyroides

 

Nr. 5: Variante von Glechoma hederacea

 

Nr. 6-7: trennartenlose Subass.

 

Nr. 6: Variante von Glechoma hederacea

 

Nr. 7: trennartenlose Variante

Nr. 8: Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft

außerdem im Deichhinterland (vgl. Hellwig 2000):
Ass: Dauco-Arrhenatheretum elatioris Br.-Bl. 1915
Ass.: Lolio-Cynosuretum cristati Br.-Bl. & de Leeuw 1936 nom. inv.


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Die Gesellschaft der Wiesenmargerite (Leucanthemum vulgare) und des Straußblütigen Ampfers (Rumex thyrsiflorus) besiedelt ausschließlich mittlere bis hohe, wechselfrische Lagen des Deichvorlandes, die nur bei stärkeren Hochwässern bzw. nur kurzzeitig überflutet werden. Im Deichhinterland kommt diese Assoziation nicht vor.

Die Assoziation zeigt typischerweise starke phänologische Veränderungen im Laufe der Vegetationsperiode: Während im ersten Aufwuchs Mittel- und Obergräser wie Alopecurus pratensis, Elytrigia repens, Poa trivialis und Agrostis capillaris agg. und je nach Lückigkeit der Pflanzengemeinschaft auch verschiedene Therophyten, z. B. Cerastium spp., Myosotis stricta u.a., bestandsprägend sind, wird das Bild im zweiten Aufwuchs von Rumex thyrsiflorus und Leontodon autumnalis dominiert. Leucanthemum vulgare konnte während der gesamten Untersuchungsdauer nur vereinzelt im Deichvorland beobachtet werden.

Es lassen sich zwei Subassoziationen unterscheiden: Die Subass. von Agrostis capillaris agg.

(Tab. 8, Sp. 1-5) vertritt dabei die hoch und mittelhoch gelegenen Standorte innerhalb der Gesellschaft und die artenärmere kannartenlose Subass. (Tab. 8, Sp. 6-7) die tieferen Standorte, letztere geht in die Elytrigia repens-Alopecurus-pratensis-Gesellschaft über.

Innerhalb der Subass. von Agrostis capillaris lassen sich zwei ebenfalls durch ihre Höhenlage unterscheidbare Varianten beschreiben, von denen sich die Variante von Leontodon autumnalis auf die höchsten Standorte des zentralen Plateaus im Lütkenwischer Deichvorland sowie der Uferrhenen (sandigere Substrate) beschränkt. Letztere Variante bewächst ebenfalls die hochwassersicheren Teile der Deichkrone und zeigt dort Anklänge an die Halbtrockenrasen (Diantho-Armerieten).

Auffällig ist die erheblich höhere Artenanzahl der Dauco-Arrhenathereten des Deichhinterlandes (vgl. Hellwig 2000) mit durchschnittlich 24 gegenüber nur 14,5 der Leucanthemo-Rumiceten. Nach Pott (1995) ersetzt das Leucanthemo-Rumicetum das Dauco-Arrhenatheretum auf kurzfristig staunassen, sandigen Auenlehmen des Flussschlauches. Beide Bestandstypen sind typische Mahd- gesellschaften. Sie zeichnen sich im Untersuchungsgebiet durch die gleiche Vegetationsstruktur aus dominierenden Obergräsern und einem hohen Anteil, z. gr. T. annueller, Kräuter aus. Das überflutungstolerante Rot-Straußgras (Agrostis capillaris agg.) beherrscht die Bestände ähnlich wie der Glatthafer (Arrhenatherum elatius), der, wie eine Vielzahl hochsteter Arten der Arrhenathereten, im Vorland allenfalls sporadisch anzutreffen ist (Walther 1973).

Gegenüber den Aufnahmen von Walther (1977, durchschnittlich 24-29 Arten) und Redecker (1999b , duchschnittlich 25 Arten) erscheinen die Leucanthemo-Rumiceten des Untersuchungsgebiets außerordentlich artenarm. Walther (ebd.) schreibt der Nutzung, die typischerweise in einer zweischürigen Mahd besteht, den größten Einfluss auf die Bestände zu, während standörtliche Unterschiede seine Subassoziationen kennzeichnen. Die hiesige Variante von Leontodon autumnalis kann Walthers Subass. von Ranunculus bulbosus zugeordnet werden. Alle weiteren Untereinheiten sind überwiegend mit der Subass. von Lysimachia nummularia bei diesem Autoren vergleichbar, die bei ihm zu den Flutrasen überleitet und durch das schwache Auftreten von Arten wie Lysimachia nummularia, Plantago intermedia oder Cnidium dubium gekennzeichnet ist. Besonders die ausdrücklich mahdangepassten Grünlandarten, darunter Leucanthemum vulgare, Ranunculus bulbosus, Cnidium dubium, Lychnis flos-cuculi oder Campanula patula, konnten mit Ausnahme von Cnidium, trotz ihres großen Verbreitungspotentials im Untersuchungsgebiet nur vereinzelt bzw. gar nicht beobachtet werden.

Redecker (1999a) stellt den besonderen naturschutzfachlichen Wert des Leucanthemo-Rumicetum heraus, der sich nicht allein aus seinem großen Artenreichtum ergebe, sondern auch durch das stete Vorkommen einer Reihe gefährdeter Arten, wie Viola stagnina (syn. V. persicifolia), Veronica longifolia, Serratual tinctoria, Galium boreale, Scutellaria hastifolia u. a., die an der unteren Mittelelbe besonders in feuchteren Ausprägungen dieser Gesellschaft mit Übergängen in die Brenndoldenwiesen (Cnidion) zu finden sind.


[Seite 43↓]

Hellwig & Kunitz (1999) führen die großflächige Mähweidenutzung als Hauptursache für die ebenfalls schwache pflanzensoziologische Ausprägung der Dauco-Arrhenathereten an. Diese werde besonders im Bereich des sog. „Dreifelderversuchs“ (vgl. Schubert & Schwartz 1997) im zentralen Untersuchungsgebiet sichtbar, wo sich auf Dauermahdflächen und -brachen der Arrhena-therum elatius zur dominierenden Art geworden ist, während andere trittempfindliche Vertreter dieser Gesellschaft vollständig verschwinden. Allerdings wird auf Grund der eigenen dort durchgeführten Untersuchungen diese Auffassung nicht ohne weiteres gestützt, da auch auf den als Portionsweide genutzten Dauerweideparzellen innerhalb dieses Versuchs Arrhenatherum die Bestände häufig dominiert. Die temporäre Ackernutzung dieser Standorte kann deshalb als weitere Ursache für deren Vegetationszusammensetzung angenommen werden (vgl. Kap. 4.1.5).

Das Leucanthemo-Rumicetum und das Dauco-Arrhenateretum sind aufgrund ihres Kräuterreichtums, mit Ausnahme Leguminosen-reicher – und somit eiweißreicher – Bestände, nicht so hoch einzuschätzen wie Bestände vom Typ der Elytrigia repens-Alopecurus-pratensis-Gesellschaft. Die grasreicheren ersten Aufwüchse übertreffen die zweiten Aufwüchse sowohl in ihrer Futterqualität als auch in der Phytomasse beträchtlich.

Elytrigia repens-Alopecurus-pratensis-Bestände leiten im Deichvorland von den Leucanthemo-Rumi-ceten zu den Rohrglanzgras-Röhrichten bzw. den Flutrasen über. Sie sind mit 10,7 Arten pro Aufnahme sehr artenarm (Dauerflächen: 5,0 ! ). Die wuchsstarken und dichtstehenden Obergräser (Elytrigia repens, Alopecurus pratensis und Phalaris arundinacea) überwachsen im Frühjahr die meisten anderen Arten rasch, so dass es nur den konkurrenzstarken Rispengräsern (Poa spp.), wenigen Therophyten und in tieferen Lagen Flutrasenarten gelingt, sich in höherer Stetigkeit in den Beständen zu etablieren. Auch im zweiten Aufwuchs bleibt diese Situation bestehen. An gestörten Stellen tritt die Große Brennessel (Urtica dioica) oft massenweise auf (Tab. A-3, Sp. 50 und 51).

Analog zu den Dauco-Arrhenathereten und den Leucanthemo-Rumiceten sind auch die Quecken-Fuchsschwanz-Bestände (auch das Lolio-Cynosuretum) hinterdeichs und vordeichs an ähnlichen Standorten zu finden. Sie vermitteln zwischen wechselfrischen und wechselfeuchten Grünlandbeständen, den Flutrasen und, für das Deichvorland typisch, den Phalarideten. Wie an den differenzierenden Artengruppen erkennbar ist, umfasst die Gesellschaft im Deichhinterland eine größere standörtliche Amplitude. Sie bewächst dort auch Standorte, die potentiell den Dauco-Arrhenathe-reten zuzurechnen sind, an denen die Kennarten dieser Assoziation jedoch nutzungsbedingt (Viehtritt) nicht auftreten (vgl. Hellwig 2000).

Dominanzbestände mit Alopecurus pratensis sind in den nordwestdeutschen Flussauen häufig (Meisel 1977a), treten aber auch im kontinental beeinflussten Klimabereich Mitteleuropas regelmäßig auf (vgl. Hundt 1954, Passarge 1960, Krisch 1967). Sie besitzen wegen ihres großen Gräseranteils und ihrer Erträge ein hohes landwirtschaftliches Potential.

Die dramatischen Artenrückgänge in Auenwiesen der Mittelelbe unter gleichzeitiger Umschichtung der Bestände sind durch Hundt (1996) ausführlich dokumentiert worden. In vergleichenden Untersuchungen stellte er zwischen 1964 und 1994 in den von ihm untersuchten, vordeichs gelegenen Grünlandtypen Rückgänge in der Artenanzahl um 50-70 % fest. Die soziologische Verarmung der Wirtschaftswiesen ging mit einer Zunahme nitrophytischer Ubiquisten, besonders Flutrasen und Ruderalarten, einher; auf den ursprünglich nährstoffärmeren Standorten wurden Molinietalia-Arten von Arrhenatheretalia-Arten verdrängt. Die Bedeckungsanteile von Elytrigia repens und Alopecurus pratensis, die in den Arrhenathereten von 1 (Skala nach Braun-Blanquet) nach 5 bzw. 4 zunahmen (sog. „Verqueckung“), sind denen im Deichvorland des Untersuchungsgebiets vergleichbar.

Hundt & Succow (1984) fassen die artenarmen Dominanzbestände unter der Vegetationsform der „Quecken-Wiesenfuchsschwanz-Auenfeuchtwiese“ zusammen und stellen sie aufgrund ihrer vermittelnden Stellung zwischen Flutrasen und Kulturwiesen zum Verband Agropyro-Rumicion.

Weidelgras-Weißklee-Weiden (Lolio-Cynosureten) sind im Deichvorland nicht nachweisbar. Das Weidelgras (Lolium perenne) ist dort nur auf dem zentralen Plateau im Lütkenwischer Deichvorland [Seite 44↓]innerhalb der trockensten Fraktion des Leucanthemo-Rumicetum zu finden. Wahrscheinlich ist die Art zum einen wenig tolerant gegenüber Überflutung und wird zum anderen durch den geringen Viehtritt bei Mähweidenutzung nicht ausreichend selektiert.

In mittlerer bis hoher Stetigkeit kommen im Deichhinterland neben der Kennart die Cynosurion-Verbandskennarten Trifolium repens, Phleum pratense und Leontodon autumnalis vor. Wie gut an den Differenzialarten der Untereinheiten der Gesellschaft zu erkennen ist, vertritt sie bei stärkerer Beweidung im Deichhinterland vorwiegend den trockenen Flügel der Elytrigia repens-Alopecurus-pratensis-Gesellschaft (vgl. Hellwig 2000). Die trockenere Ausprägung im Untersuchungsgebiet steht den Dauco-Arrhenathereten näher (ebd.) und ist wesentlich artenreicher als erstere. Außerdem werden diese Bestände physiognomisch vor allem im ersten Aufwuchs durch auffällige Blüh-aspekte verschiedener Leguminosen, wie Trifolium hybridum, Trifolium pratense, Vicia cracca oder Lotus corniculatus, beherrscht. Selten ist im Untersuchungsgebiet die feuchtere Ausprägung in der Variante von Ranunculus acris vertreten (ebd.). Das Kammgras (Cynosurus cristatus) kommt lediglich auf der „Seetorkoppel“, einer Dauerweide nahe der Ortschaft Lenzen, und wenigen weiteren Stellen im Nordwesten des Untersuchungsgebiets vor.

Flutrasen

(Tabelle 9 und ausführliche Vegetationstabelle A-4 im Anhang)

Flutrasen bedecken im Untersuchungsgebiet langanhaltend überstaute, zumeist qualmwasser- (Deichhinterland) oder überflutungsbeeinflusste Mulden und Rinnen auf eutrophen, sandigen und vorwiegend sehr bindigen Böden. In natürlichen Auenbereichen wachsen Bestände dieses Typs ausschließlich auf kleinflächig freiwerdenden Pionierbereichen, die sie rasch zu besiedeln vermögen. Die bestandsbildenden Gräser Alopecurus geniculatus und Agrostis stolonifera bilden nach Rückgang des Wassers oft ein dichtes, verfilztes Wurzelwerk, mit dem sie auch sommerlichen Überströmungen widerstehen (vgl. auch Meisel 1977b, Burrichter et al. 1980). In Abhängigkeit vom Überflutungsgeschehen werden die Flutrasengräser immer wieder auf höhere Geländeabschnitte zurückgeworfen, von denen sie erneut auf den unterhalb vegetationsfrei gewordenen Boden vordringen (sog. „Harmonika-Sukzession“ - Tüxen [1950]: 149). Die Grenzen zu den annuellen Bidentetea-Fluren sind dabei fließend.

Im Vordeichgelände lassen sich insgesamt vier den Flutrasen zuzuordnende Gesellschaften unterscheiden. Diese werden zusammenfassend gegen die von Hellwig (2000) nachgewiesenen Bestandstypen diskutiert.

Die trennartenlose Subass. des Knickfuchsschwanz-Rasens (Tab. 9, Sp. 1-2) besiedelt im Deichvorland die höchsten von Flutrasen eingenommenen Fläche und leitet somit zu den Leucanthemo-Rumiceten und zur Elytrigia repens-Alopecurus-pratensis-Gesellschaft über. Gekennzeichnet ist diese Nähe durch Potentilla reptans sowie hochstete Frischzeiger wie Trifolium repens, Trifolium hybridum oder Rumex thyrsiflorus. Allen Beständen dieses Typs ist ein hoher Bedeckungsanteil von Ranunculus repens gemeinsam.

An sandigen, zur Elbe hin abfallenden Hängen der Uferwälle finden sich mitunter von der Früblühenden Segge (Carex praecox) durchsetzte Bestände (Sp. 1). Ihre Wuchsorte trocknen nach Überflutungen schnell ab. Aufgrund ihrer Artenkombination können sie als Übergangsgesellschaften zwischen den Flutrasen und den wechselfeuchten bis wechselfrischen Grünlandgesellschaften aufgefasst werden.

Die Subass. von Rorippa sylvestris (Sp. 3-6) ist eng an das Vorkommen von Agrostis stolonifera gekoppelt, das offenbar zur trockeneren Seite keine so große Ausbreitungsfähigkeit besitzt wie Alopecurus geniculatus. Aufgrund ihrer weiten standörtlichen Spannbreite lässt sich die Untergesellschaft weiter in drei Varianten gliedern.


[Seite 45↓]

Tab. 9: Synthetische Übersicht über die Flutrasengesellschaften

 

laufende Nummer

 

1

2

3

4

5

6

  

7

  

8

  

9

 
 

Anzahl der Aufnahmen

 

2

5

10

6

8

7

  

1

  

1

  

1

 
 

mittl. Artenanzahl

 

16,5

13,2

12,7

11,3

7,5

12

  

8

  

8

  

8

 

AC:

                 
 

Alopecurus geniculatus

 

V 1

V 1-2

V 2-3

V 2-4

IV +-2

IV +-3

  

2

  

1

  

2

 

D-Var. von:

                 
 

Carex praecox

 

V 2

.

.

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Poa pratensis s.l.

 

V 2

.

.

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Alopecurus pratensis

 

V 1

.

.

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 

D-Subass. von:

                 
 

Agrostis stolonifera

 

.

.

V 1-4

V 1-4

V 1-5

V 1-5

  

.

  

2

  

2

 
 

Rorippa sylvestris

 

.

.

V 1-3

III +-3

III +-2

IV +-2

  

1

  

.

  

1

 

D-Variante von:

                 
 

Elytrigia repens

 

V 1

V 1-2

V 1-2

I 1

.

.

  

.

  

.

  

2

 
 

Poa trivialis

 

V 1-2

IV 2

IV 1-2

II +-1

.

.

  

.

  

.

  

2

 

D-Variante von:

                 
 

Glyceria fluitans

 

.

.

.

II +-1

V 2-5

III +-2

  

.

  

2

  

.

 

D-Subvariante von / Ges.:

                 
 

Eleocharis palustris

 

.

III 2

.

.

.

V 1-2

  

5

  

.

  

.

 
 

Alisma lanceolata

 

.

II +

.

I +

.

IV +-2

  

.

  

.

  

.

 

AC:

                 
 

Ranunculus aquatilis s.str.

 

.

.

.

.

.

I 1

  

.

  

4

  

.

 

AC:

                 
 

Rumex obtusifolius

 

.

.

III +-1

.

.

.

  

.

  

.

  

5

 

KC-VC Agrostietalia stoloniferae:

                 
 

Plantago intermedia

 

V +-1

V 1-2

V 1-2

V 1-2

I +

V +-2

  

1

  

.

  

.

 
 

Rumex crispus

 

III +

.

IV +-1

V +-1

I +

II +

  

.

  

.

  

.

 
 

Potentilla anserina

 

III 2

III +-1

III 1-3

II 1

II 1-2

II 1

  

.

  

.

  

.

 
 

Cerastium dubium

 

V +-1

IV 1

II +-1

II +-2

.

I 1

  

.

  

.

  

.

 
 

Potentilla reptans

 

V 2

V 1-2

.

I +

.

.

  

.

  

.

  

.

 

KC-VC Phragmitetea

                 
 

Phalaris arundinacea

 

III 1

V +-1

V +-2

II 1-2

I 2

IV +-1

  

2

  

2

  

+

 
 

Rorippa amphibia

 

III 2

IV +-1

III +-1

III 1

II +-2

IV +-1

  

.

  

2

  

.

 
 

Galium palustre

 

.

.

II +-2

I 1

II 1-2

II 1-2

  

.

  

.

  

.

 
 

Oenanthe aquatica

 

.

.

.

I 1

II 1-2

II +

  

.

  

+

  

.

 
 

Butomus umbellatus

 

.

.

.

.

I 1

II 2-3

  

.

  

.

  

.

 
 

Sium latifolium

 

.

.

I +

.

.

I +

  

.

  

.

  

.

 
 

Ranunculus lingua

 

.

.

.

.

II +-2

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Carex vulpina

 

V 2

.

.

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Carex gracilis

 

.

.

.

.

.

I 1

  

.

  

.

  

.

 

Begleiter:

                 
 

Ranunculus repens

 

V 3

V 3

IV +-3

IV +-3

I 1

IV 1-2

  

.

  

.

  

+

 
 

Polygonum amphibium

 

.

II 1

II 1

IV +-2

IV +-2

V 1-2

  

1

  

1

  

.

 
 

Rorippa palustris

 

.

III +-1

II +-1

II +-1

.

I 2

  

2

  

.

  

.

 
 

Poa palustris

 

III 2

IV +-2

III 1-2

I 1

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Trifolium repens

 

III 1

V +-2

II 1-2

I 1

I 1

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Capsella bursa-pastoris

 

V +-1

.

I 2

II +-1

.

.

  

.

  

.

  

+

 
 

Trifolium hybridum

 

III 1

II 1

II +

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Bidens tripartita

 

.

.

I +

I +

II +-2

I +

  

.

  

.

  

.

 
 

Rumex thyrsiflorus

 

III +

IV +-1

I +

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Ranunculus peltatus

 

.

.

.

II 1-2

II 2

I 1

  

.

  

.

  

.

 
 

Polygonum hydropiper

 

.

.

.

I 1

II +-1

I 1

  

.

  

.

  

.

 
 

Rumex palustris

 

.

.

I +

I 1

II +

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Matricaria maritima

 

.

.

II 1

I 2

I +

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Cirsium arvense

 

.

II 2

I 1

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Poa annua

 

III +

.

.

I 1

.

I 1

  

.

  

.

  

.

 
 

Inula britannica

 

.

.

II +

I 1

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Mentha aquatica agg.

 

.

II +

.

.

.

I 1

  

1

  

.

  

.

 
 

Plantago major

 

.

.

I 1

I 2

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Stellaria palustris

 

.

.

II 1

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Xanthium albinum

 

.

.

.

I 1

I +

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Anthemys austriaca

 

.

.

I +

I 2

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Bidens frondosa

 

.

.

.

I 1

.

I +

  

.

  

.

  

.

 
 

Polygonum aviculare agg.

 

.

.

.

I 2

.

I 2

  

.

  

.

  

.

 
 

Polygonum lapathifolium

 

.

.

I 1

I 2

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Rumex acetosa

 

.

III +-1

.

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Xanthium albinum

 

.

II +

.

.

.

.

  

.

  

.

  

.

 
 

Lythrum salicaria

 

.

.

.

I +

.

.

  

.

  

.

  

.

 

Nr. 1-6: Ranunculo repentis-Alopecuretum geniculati R. Tx. 1937

 
 

Nr. 1-2: trennartenlose Subass.

 
 

Nr. 1: Variante von Carex praecox

 
 

Nr. 2: trennartenlose Variante

 
 

Nr. 3-6: Subass. von Rorippa sylvestris

 
 

Nr. 3: Variante von Elytrigia repens

 
 

Nr. 4: trennartenlose Variante

 
 

Nr. 5-6: Variante von Glyceria fluitans

 
 

Nr. 5: trennartenlose Subvariante

 
 

Nr. 6: Subvariante von Eleocharis palustris

 

Nr. 7: Eleocharis palustris-Gesellschaft (Belegaufnahme)

 

Nr. 8: Ranunculetum aquatilis s.l. Sauer 1945 (Belegaufnahme)

 

Nr. 9: Rumex obtusifolius-Gesellschaft (Poo trivialis-Rumicetum obtusifolii [R. Tx. 1947] Hülbusch 1969) (Belegaufnahme)

 


[Seite 46↓]

In der Variante von Elytrigia repens (Sp. 3) kommen, wie schon in der trennartenlosen Subass., aber in abnehmender Tendenz, verschiedene Arten der Frischwiesen vor (s.o.). Die trennartenlose Variante (Sp. 3) leitet allmählich zu den tiefergelegenen und häufiger überfluteten Standorten über, die in der Variante von Glyceria fluitans (Sp. 5-6) zusammengefasst sind. Die von solcherlei Beständen besiedelten Flächen bleiben auch im Frühjahr und Frühsommer lange überstaut, gut erkennbar an den von Glyceria ausgebildeten, flutenden Blattspreiten. Die nassesten dieser Standorte finden sich in der Subvariante von Eleocharis palustris. Auf Grund der standörtlichen Nähe sind sie von Bidentetea-Arten, wie z. B. Polygonum hydropiper, Rumex palustris und Bidens tripartita, durchsetzt.

In ungenutzten Phalaris-Röhrichten des Lütkenwischer Deichvorlandes finden sich dort, wo das Wasser in Geländehohlformen bis in den Sommer hinein steht, schwimmende Bestände von Ranunculus aquatilis agg. Sie leiten zu den Wasserpflanzenbeständen über.

Die Gesellschaft des Stumpfblättrigen Ampfers (Rumex obtusifolius) bewächst im Untersuchungsgebiet eine kleinflächige, relativ hoch gelegene und durch Störungen (starken Viehtritt, Überflutungseinwirkung) vegetationsfrei gewordene Fläche im Uferbereich des Schnackenbruger Werders. Sie kann nach nach Pott (1995) dem Poo trivialis-Rumicetum obtusifoliae (R. Tx. 1947) Hülbusch 1969 zugeordnet werden und ist primär in den Flussauen verbreitet. Dort hat sie ihr Optimum auf teilweise vom Hochwasser aufgerissenen, sandig-lehmigen Rohaueböden.

Nur vereinzelt konnten am Rande von Altwässern und ebenfalls in zuvor von Vieh „schwarz“ getretenen, tieferen Geländelagen Dominanzbestände von Eleocharis palustris aufgefunden werden.

Vegetationsvergleich

Die von Hellwig (2000) aufgenommenen Bestände beinhalten im Falle der Flutrasen neben Vegetationsaufnahmen aus dem Deichhinterland auch solche aus dem Deichvorland außerhalb des Untersuchungsgebiets. Die vorliegende trennartelose Subass. lässt sich Hellwigs Alopecurus pratensis-Variante der trennartenlosen Subass. innerhalb des Ranunculo-Alopecuretum (ebd.) zuordnen, während die hiesige Subass. von Rorippa sylvestris (Tab. 9, Sp. 4) Hellwigs Subass. von Alopecurus aequalis entspricht, die laut diesem die am tiefsten gelegenen Flutrasenstandorte im Deichvorland und in der deichnahen Qualmwasserzone außerhalb des Untersuchungsgebiets zusammenfasst.

Im Gegensatz zu Hellwig (ebd.), in dessen die Alopecurus aequalis-Subass. keine Frischezeiger zu finden sind, sind durch die vorliegenden Aufnahmen auch die Übergänge zur kennartenlosen Subass. repräsentiert und erlauben eine feinere syntaxonomische Aufgliederung der Flutrasen im Deichvorland des Untersuchungsgebiet.

Analog zu den Grünlandgesellschaften i.e.S. fallen bei Hellwigs Flutrasen-Aufnahmen aus dem Deichhinterland (Nr. 2-4) diverse Kennarten der Wirtschaftswiesen (Molinio-Arrhenatheretea) auf, die den Vorlandbeständen gänzlich fehlen.

Beachtenswert sind hinterdeichs diejenigen Bestände, in denen Carex vulpina mit Bedeckungsgraden von 2-4 vorkommt. Sie kommen stetig am Rande qualmwasserbeeinflusster, frühjahrsüberstauter Flutmulden im Übergang zu den Quecken-Fuchsschwanz-Wiesen vor und bilden dort schmale, nur etwa 10 Höhenzentimeter umfassende, „Ringe“ um die Mulden herum. In ihren landwirtschaftlichen Erträgen übertreffen die mahdfähigen Fuchsseggen-Dominanzbestände die anderen Flutrasengesellschaften, da die bestandsbildende Art auch im zweiten Aufwuchs in der Lage ist, relativ große Phytomassen zu erbringen. Die Gesellschaft wird von Hellwig (2000) in die Lysimachia-Subass. der Flutrasen gestellt. Bestände dieses Typs wurden lange Zeit den Seggenriedern zugeordnet; sie kommen an allen Flüssen Nordwestdeutschlands regelmäßig vor. Die Bedeckungsanteile von Carex vulpina reichen jedoch häufig nicht aus, um das Dominanzkriterium, das für die Angliederung an den V Magnocaricion verlangt wird, zu erfüllen. Insofern lassen sich, wie durch Hellwig (ebd.) geschehen, die Flutrasen, die vorwiegend aus Elementen des Agropyro-Rumicion [Seite 47↓]bestehen, zwanglos dem Agropyro-Rumicion zuordnen (vgl. Meisel 1977a). Auch im Deichvorland ist Carex vulpina, wenn auch weniger häufig, vetreten. Die Art besiedelt dort in flussferneren Bereichen einen schmalen Übergangsbereich zwischen Phalarideten und Flutrasen, bildet jedoch keine ausgesprochenen Dominanzbestände aus (Bedeckungsgrade von maximal 2) und zeigt keine ausgesprochene Bindung an einen bestimmten Vegetationstyp.

Unter gleichen hydrologischen Gegebenheiten, aber geringerem Nährstoffangebot, können Dominanzbestände von Agrostis canina den Übergang von den Flutrasen zum wechselfrischen Grünland bilden. Die Art ist zur Blütezeit im Juni an ihren roten Infloreszenzen schon von weitem gut zu erkennen. Bestände dieses Typs sind in den Flutmulden nordwestlich des Eichenholzes ein bestandsprägendes Element; sie vermitteln standörtlich zwischen Alopecurus geniculatus-reichen Flutrasen der Muldenböden und weniger eutraphenten Ausprägungen der Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft, die hier häufig hohe Bedeckungen von Anthoxanthum odoratum aufweisen. Im Deichvorland gedeiht dieser Bestandstyp nicht.

Meisel (1977a,b) gliedert die von ihm in diversen nordwestdeutschen Flussauen aufgefundenen Flutrasengesellschaften vom Typ des Rumici-(syn. Ranunculo)-Alopecuretum geniculati in eine trockenere typische und eine feuchtere Subass. von Glyceria fluitans, die länger überflutete und grundwassernähere Standorte bevorzugt. Letzterer gehören als Trennarten auch Carex gracilis, Caltha palustris und Eleocharis palustris an. Der Autor beobachtete, dass die von ihm diagnostizierte Trennartengruppe verschiedener Wirtschaftswiesenarten um Alopecurus pratensis bei fehlender Nutzung zu Gunsten der Phalaris-Gruppe (Phalaris arundinacea, Polygonum amphibium var. terrestre, Poa palustris) sowie Bidens tripartita, Urtica dioica, Inula britannica u. a. zurücktritt. In den vorliegenden Aufnahmen werden die floristischen Unterschiede hingegen vorwiegend standörtlich begründet. Die Schwierigkeit Meisels (1977a), Flutrasen mit Bewirtschaftungseinfluss deutlich von den unbewirtschafteten zu trennen, ist insofern nachvollziehbar, als dass gerade die tieferliegenden Standorte, abhängig vom Überflutungsgeschehen, mitunter nur sporadisch bewirtschaftet werden können und so abwechselnd mehr der Bewirtschaftungs- oder der Überflutungseinfluss überwiegt. Deshalb werden bewirtschaftete Flutrasen der tieferen Geländelagen den natürlichen Flutrasen (s.o.) floristisch immer näher stehen als solche der höheren.

Flutrasen gehören wegen ihrer kurzen Entwicklungszeit und da sie vorwiegend aus Untergräsern zusammengesetzt sind, zu den ertragsschwächsten Grünlandbeständen. Weil ihre Befahrbarkeit über lange Perioden während der Vegetationsperiode beschränkt ist, werden sie traditionell eher beweidet als gemäht. Ausnahmen davon machen laut Walther (1950) Fazies-Bestände von Elytrigia repens (Bedeckungsgrade > 75%), die wegen ihres großen Eiweißgehaltes geschätzt und traditionell zweischürig gemäht werden (s. Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft).

Röhrichte

(Tabelle 10 und ausführliche Vegetationstabelle A-5 im Anhang)

Dort, wo an wechselfeuchten bis nassen Standorten keine landwirtschaftliche Nutzung stattfinden kann, haben sich verschiedene Röhrichte und Großseggenriede ausgebildet. Lediglich das Rohrglanzgras-Röhricht wird intensiv als Grünland genutzt. Es bedeckt als ertragsstarke und typische Mahdgesellschaft weite Teile des Deichvorlandes, vornehmlich innerhalb von Flutrinnen und -mulden. Weitere Röhrichte finden sich dort vor allem entlang des Elbufers und der Altwässer, während sich diese Gesellschaften im hydromeliorierten Deichhinterland nur an perennierenden bis langanhaltend wasserführenden, qualmwassergespeisten Gewässern, den sog. „Bracks“, und entlang von Entwässerungsgräben behaupten können.

Schilfröhrichte begleiten die Elbe auf ihrer gesamten Fließstrecke im Untersuchungsgebiet, wo sie vornehmlich an den weniger strömungsexponierten Rückseiten der Buhnenköpfe ausgebildet sind. In höhergelegenen, sandigeren und der Strömung stärker ausgesetzten Uferzonen wird Phragmites australis durch Phalaris arundinacea als dominierender Art abgelöst, mit dem sich das Schilfrohrkaum durchmischt.


[Seite 48↓]

Die artenreichere Subass. von Solanum dulcamara bedeckt in der Regel flussnahe, tiefer gelegene Bereiche auf tiefgründigen, sandreichen Böden, die von den Rhizomen der Art leicht durchdrungen werden können. In den hochwüchsigen und dichten Beständen ist häufig keine Streueauflage ausgebildet. Hingegen kann in der artenärmeren, trennartenfreien Subass. die aufgehäufte Bodenauflage aus angeschwemmten Pflanzenresten bis zu 20 cm mächtig sein. Phragmites australis wird hier allmählich von Urtica dioica verdrängt, die zuerst als Unterbewuchs und später dominant auftritt (Urtica dioica-Gesellschaft). Abschnittsweise werden diese Bestände, wie auch die Phalarideten, von Schleierfluren aus Calystegia sepium und Cuscuta europaea agg. (Ass. Cuscuto-Convolvu-letum sepii R. Tx. 1947) überwachsen.

Zu den Phragmiteten des Deichhinterlandes, die von Hellwig & Kunitz (2000) nicht weiter untergliedert wurden, bestehen keine auffallenden Unterschiede in der floristischen Zusammensetzung. Allerdings geben die Autoren deren durchschnittliche Wuchshöhe mit 250-300 cm an. Gerade die Schilfröhrichte am Elbufer übertreffen diese Höhen mit max. 380 cm noch weit und deuten somit auf die sehr hohen Nährstoffgehalte dieser Standorte hin.

Die Phalaridetum-Subassoziation von Elytrigia repens (durchschn. 9,1 Arten pro Aufnahme; Tab. 10, Sp. 5) kann eindeutig auf Grund ihrer landwirtschaftlichen Nutzung von der sehr viel artenärmeren, ungenutzten trennartenlosen Subass. (durchschnittlich 6,7 Arten pro Aufnahme; Sp. 6) unterschieden werden. Die genutzten Bestände erstrecken sich vor allem über den stromabwärts liegenden Bereich des Lütkenwischer Deichvorlandes in den tiefsten Geländelagen, ferner saumartig entlang von Flutmulden oberhalb der Flutrasen oder ganze Rinnen oder Mulden ausfüllend. Zu den Rändern gehen die Bestände, häufig unter engräumiger Zunahme von Poa palustris (Tab. A-5, Sp. 27 und 29), in die höher gelegenen Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft oder sehr selten direkt in das Leucanthemo-Rumicetum über.

Die trennartenlose Subass. besiedelt zum einen strömungsexponierte Standorte am Elbufer, die oberhalb der Schilfröhrichte liegen, zum anderen aber auch strömungsberuhigte, flussferne Flächen mit sehr bindigen Bodensubstraten. Letztere Flächen sind häufig von kleinen Einsenkungen durchsetzt, die mit Flutrasen bewachsen sind. Typisch für alle dieser Bestände ist eine mächtige Streueschicht, die das Aufkommen annueller Arten fast vollständig unterbinden kann. Die Phalarideten des Elbufers zeigen, wie die Schilfröhrichte, häufig fließende Übergänge zu Dominanzbeständen von Urtica dioica.

An den am höchsten gelegenen, ungenutzten und sandigen Standorten der Ufer, die für Phalaris arundinacea bereits zu trocken sind, haben sich Dominanzbestände von Calamagrostis epigejos etabliert (vgl. Tab. A-5, Sp. 21-23).

Sowohl Hellwig (2000) als auch Walther (1977) verzichten auf eine weitere Untergliederung der Phalarideten. Meisel (1977a) unterscheidet von der typischen Ausbildung eine Urtica dioica-Ausbildung, die sich uferaufwärts an diese anschließen könne und durch weitere nitrophile Arten, wie Convolvulus sepium, Polygonum lapathifolium ssp. lapathifolium und Bidens tripartita, gekennzeichnet ist. Als Ursache für den Nährstoffreichtum dieser Standorte führt er die Verschmutzung der Flüsse an.

Phalaris-reiche Bestände sind von je her als zwei- bis dreischürige Mähwiesen genutzt worden. Bei ausreichend frühem Schnitt geworbenes sog. „Mielietz-“ oder „Malitzheu“ erbringt die höchsten Erträge aller Grünlandgesellschaften und ist vor allem als gutes Pferdefutter bekannt (vgl. Hundt 1958).


[Seite 49↓]

Tab. 10: Synthetische Übersicht über die Röhrichtgesellschaften

 

laufende Nummer

 

1

2

3

4

5

6

  

7

 
 

Anzahl der Aufnahmen

 

6

8

6

3

14

16

  

1

 
 

mittlere Artenanzahl

 

8,7

3,5

4,7

7,7

9,1

6,1

  

6

 

AC:

           
 

Phragmites australis

 

V 5

V 4-5

IV +-3

.

.

I 1-2

  

.

 

D-Subass. von:

           
 

Solanum dulcamara

 

V +-2

I +

I +

.

.

+1

  

.

 
 

Bidens tripartita

 

V +-2

I +

I +

.

.

I +

  

.

 

D-Ges.:

           
 

Urtica dioica

 

V +-2

V +-3

V 3-5

III 2

V +-3

IV +-2

  

.

 

D-Ges.:

           
 

Calamagrostis epigejos

 

.

.

.

V 4

.

.

  

.

 

AC:

           
 

Phalaris arundinacea

 

III 1-2

I 2

III 1

.

V 3-5

V 4-5

  

.

 

D-Subass von:

           
 

Elytrigia repens

 

.

.

V +-3

V 1-2

V +-3

.

  

.

 
 

Poa palustris

 

II 2

.

.

.

III 1-3

I 1

  

.

 

KC.-Phragmitetea:

           
 

Galium palustre

 

.

.

.

.

+1

I +-2

  

.

 
 

Rorippa amphibia

 

I +

.

.

.

+1

I 1-2

  

.

 
 

Carex acuta

 

II 1

I +

.

.

++

I +-1

  

1

 
 

Glyceria maxima

 

.

.

.

.

.

.

  

.

 
 

Iris pseudacorus

 

.

.

.

.

.

++

  

.

 
 

Mentha aquatica agg

 

I +

.

.

.

.

.

  

.

 
 

Carex riparia

 

.

.

.

.

.

.

  

5

 

Begleiter:

           
 

Poa trivialis

 

.

.

I 1

II 1

III +-3

I 1-2

  

.

 
 

Polygonum amphibium

 

.

.

.

.

III +-2

II +-2

  

.

 
 

Ranunculus repens

 

.

.

.

.

II +-1

II +-2

  

.

 
 

Plantago intermedia

 

I 1

.

.

.

III +-1

I +-1

  

.

 
 

Glechoma hederacea

 

.

I 1

II +-2

.

II +-2

I 1

  

.

 
 

Chenopodium album

 

I 2

I 2

.

II +

II +

II +-1

  

.

 
 

Erysimum cheiranthoides

 

II +

I +

.

V 1-2

I +-2

I 1

  

.

 
 

Alopecurus pratensis

 

I 2

.

I +

II 1

III +-2

.

  

.

 
 

Leonurus marrubiastrum

 

I +

I 1

.

V 1-2

I +-2

I +-1

  

.

 
 

Rorippa palustris

 

.

.

.

.

II +-1

++

  

.

 
 

Matricaria maritima

 

II +

I +

.

II 1

I +

I +-1

  

.

 
 

Rorippa sylvestris

 

I +

.

.

.

II +-1

I 1

  

.

 
 

Alopecurus geniculatus

 

.

.

.

.

I 2

I 1-2

  

.

 
 

Anthemis austriaca

 

III +

.

.

.

II +

++

  

.

 
 

Polygonum hydropiper

 

II +

I 1

.

.

++

I +-1

  

.

 
 

Stachys palustris

 

.

.

.

.

+1

I 1

  

1

 
 

Capsella bursa-pastoris

 

.

.

.

.

II +-1

+1

  

.

 
 

Rumex crispus

 

.

.

.

II +

I +

+1

  

.

 
 

Sium latifolium

 

.

.

.

.

.

++

  

.

 
 

Inula britannica

 

.

.

.

.

II +

.

  

.

 
 

Rumex obtusifolius

 

.

.

.

.

++

++

  

.

 
 

Symphytum officinale agg

 

.

.

.

.

+2

++

  

.

 
 

Calystegia sepium

 

.

I 1

I 1

.

.

.

  

.

 
 

Polygonum aviculare

 

.

I 1

.

IV +

.

.

  

.

 
 

Cuscuta europaea agg

 

.

.

I 1

.

+2

.

  

.

 
 

Rumex thyrsiflorus

 

.

.

.

.

I +-1

.

  

.

 
 

Sonchus oleraceus

 

.

.

.

.

++

++

  

.

 
 

Taraxacum officinalis

 

.

.

.

.

++

++

  

.

 
 

Agrostis stolonifera

 

.

.

.

.

.

+1

  

2

 
 

Senecio viscosus

 

.

.

.

II +

.

.

  

.

 
 

Carex vulpina

 

.

.

.

.

.

+1

  

.

 

Nr. 1-2: Scirpo-Phragmitetum australis W. Koch 1926

 

Nr. 1: Subass. von Solanum dulcamara

 

Nr. 2: trennartenlose Subass.

Nr. 3: Urtica dioica-Gesellschaft

Nr. 4: Calamagrostis epigejos-Gesellschaft

Nr. 5-6: Phalaridetum arundinaceae Libbert 1931

 

Nr. 5: Subass. von Elytrigia repens

 

Nr. 6: trennartenlose Subass

Nr. 7: Caricetum ripariae (Soó 1928) Knapp & Stoffers 1962 (Belegaufnahme)

Die Rieder der Ufer-Segge (Carex riparia) und der Schlanksegge (Carex acuta, syn. C. gracilis) nehmen im Deichvorland nur geringe Flächenanteile ein. Sie schließen sich an Altwässern unterhalb des Phalaridetum an und ziehen sich als Säume an diesen entlang. Blazkova (1971) stellte an osteuropäischen Flüssen fest, dass Carex gracilis durch winterliche Überflutungen mit langsamer Strömung gefördert wird, während lange in die Vegetationsperiode hineinreichender Wasserüberstau die Vitalität der Art herabsetzte. Laut Meisel (1977a) veträgt sie große Wasserstandsschwankungen schlecht.

Im Deichhinterland sind Carex gracilis-Bestände (vgl. Hellwig 2000) wesentlich häufiger anzutreffen. Sie mischen sich vornehmlich in der deichnahen Qualmwasserzone mit anderen Röhrichten (Caricetum ripariae, Phalaridetum arundinaceae, Glycerietum maximae) und Flutrasen in mosaikartigen Komplexen. Das Caricetum ripariae besitzt laut Hellwig (ebd.) ähnliche Standortansprüche wie das Caricetum gracilis, ist jedoch im Deichhinterland überwiegend saumartig an den Entwässerungsgräben ausgebildet.

Weitere Röhrichte (keine Aufnahmen)

Bestände vom Typ des Glycerietum maximae sind im Deichvorland nur in einer ständig mit Wasser gefüllten, deichnahen Flutrinne im Lütkenwischer Deichvorland zu finden, wo es als Einartbestand mit Bolboschoenus maritimus-Beständen alterniert. Im Deichhinterland ist das Glycerietum maximae weiter verbreitet (vgl. Hellwig 2000, Tab. A 4). Es bewächst dort in einer artenarmen, trennartenlosen Subass. die Sohlen der Entwässerungsgräben und den Grund von Bracks, die sehr langanhaltend Wasser führen bzw. nur in ungünstigen Jahren trocken fallen. Die höher liegenden Ränder dieser Senken beherbergen die zu den Flutrasen und dem Schlankseggen-Rieden überleitende artenreiche Agrostis-Subass. dieser Gesellschaft.

Sehr selten im Untersuchungsgebiet anzutreffen sind das ausgesprochen eutraphente Sparganietum erecti (Roll 1938) Phil. 1973 und das Acoretum calami (Schulz 1941) Knapp & Stoffers 1962.

4.1.4. Flächenanteile

Die Bilanz der Flächenanteile unterstreicht das von der Grünlandnutzung dominierte, ausgeräumte Landschaftsgepräge und die geringe Vegetationsvielfalt im Untersuchungsgebiet (s. Tab. 11 und Abb. A-1 im Anhang). Insgesamt ist die 1320 ha große kartierte Fläche ist zu 86 % (1145ha) von landwirtschaftlich genutztem Grünland bedeckt. Weitere 1,7 % (23 ha) entfallen auf die Röhrichte, 4,0 % (54 ha) auf Ackerflächen sowie 2,4 % (32 ha) auf den bisherigen Flussdeich. Gehölze nehmen sowohl im Deichvor- und im Deichhinterland jeweils weniger als 5 % der Gesamtfläche ein, weniger als 1 % wird von Wegen und Straßen in Anspruch genommen.

Der Anteil von Feuchtgrünland ist erwartungsgemäß im Deichvorland mit etwa einem Drittel gegenüber einem zwanzigstel im Deichhinterland sehr viel ausgeprägter. Der überwiegende Anteil davon sind Rohrglanzgras-Röhrichte. Durch das bewegte Relief des Vorlandes bedingt sind wechselfrische Grünlandtypen (trockener Flügel des Leucanthemo-Rumicetum) dort auf einer relativ größeren Fläche vertreten als im Deichhinterland (Dauco-Arrhenatheretum elatioris), das über weite Strecken im Vergleich zum Elbniveau tiefer liegt und in sich nur geringe Höhendifferenzen aufweist.

Röhrichten bietet das Deichvorland vor allem an der Elbe viel Raum. Sie säumen deren Ufer entlang der gesamten Fließstrecke und in wechselnder Breite. Hinterdeichs sind sie nur dort erhalten geblieben, wo keine Nutzungsinteressen bestehen bzw. keine Bewirtschaftung möglich oder lohnend ist.


[Seite 51↓]

Tab. 11: Flächenanteile der Grünlandgesellschaften und Röhrichte am Untersuchungsgebiet.

Gesellschaft

Summe
Deichvorland
[ha]

Summe
Deichhinterland
[ha]

Wirtschaftsgrünland inkl. Phalarideten

  

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, Subass. von Agrostis capillaris agg., Variante von Leontodon autumnalis (wechselfrisch)

39,1

 

0,0

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, trennartenlose Subass. und Subass. von Agrostis capillaris agg., Variante von Glechoma hederacea (wechselfeucht)

45,8

 

0,0

 

Phalaridetum arundinaceae

39,9

 

11,2

 

Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft

45,8

 

386,5

 

Ranunculo-Alopecuretum geniculati, Subass. von Rorippa sylvestris

16,0

 

1,3

 

Ranunculo-Alopecuretum geniculati, trennartenlose Subass.

13,7

 

23,5

 

Dauco-Arrhenatheretum geniculati

0,0

 

112,5

 

Lolio-Cynosuretum cristati

0,0

 

393,3

 

Ranunculo-Alopecuretum geniculati, Dominanzbestände von Glyceria fluitans

0,0

 

2,6

 

Ranunculo-Alopecuretum geniculati, Dominanzbestände von Carex vulpina

0,0

 

0,9

 

Ranunculo-Alopecuretum geniculati, Dominanzbestände von Agrostis canina

0,0

 

13,0

 

Gesamtsummen

200,4

 

944,8

 

Röhrichte und assoziierte Pflanzengesellschaften

    

Urtica dioica-reiche Phragmiteten und Urtica dioica-Gesellschaft

12,0

 

0,0

 

Scirpo-Phragmitetum australis

0,1

 

1,2

 

Cuscuto-Convolvuletum sepiae

0,1

 

0,0

 

Glycerietum maximae

0,4

 

4,0

 

Caricetum ripariae

1,1

 

0,0

 

Caricetum gracilis

0,2

 

2,9

 

Eleocharis palustris-Gesellschaft

0,1

 

0,0

 

Acoretum calami

<0,1

 

0,0

 

Sparganietum erecti

<0,1

 

0,4

 

Oenantho-Rorippetum amphibiae

0,0

 

0,2

 

Gesamtsummen

14,0

 

8,7

 

4.1.5. Jüngere Nutzungsgeschichte des Untersuchungsgebiets

Wie in Abbildung 18 dargestellt, wurde der überwiegende Anteil (ca. 70 %) des Untersuchungsgebiets in der Nachkriegszeit und bis heute als Dauergrünland, in der Regel als Mähstandweiden, genutzt. Er unterlag bis 1989 der allgemeinen Intensivierungstendenz in der Landwirtschaft. Die Nutzflächen wurden jedoch auf Grund der zunehmenden Ausweitung der Grenzanlagen und der begrenzten Düngerkontingente – es standen insgesamt maximal 50 kg Stickstoff pro Hektar und Jahr zur Verfügung – sehr heterogen bewirtschaftet. Das Vordeichland und die Abschnitte zwischen dem Deich (ab 1971 mit erstem Grenzzaun) und dem zweiten Grenzzaun wurden mit geringen Besatzdichten versehen und überwiegend nicht gedüngt. Hingegen wurden zur Verbesserung der Futtergrundlage für das Milchvieh um die Melkstände herum Stickstoffmengen bis zu 150 kg/ha*a eingesetzt (Moorholz 1994). Phosphat- und Kalidünger wurden alle zwei bis vier Jahre zwischen sechs und zwölf Dezitonnen pro Hektar gegeben.


[Seite 52↓]

Abb. 18: Karte der Nutzungsgeschichte der landwirtschaftlichen Teilschläge im Untersuchungsgebiet.


[Seite 53↓]

In den achtziger Jahren gab es, ermutigt durch ausgedehnte Meliorationsmaßnahmen, vermehrt Versuche, die fruchtbaren Auenböden im Deichhinterland ackerbaulich zu nutzen (s. Abb. 19). Kurzzeitigen hohen Erträgen folgten jedoch zumeist Missernten, die witterungsbedingte technische Probleme bei der Bestellung der schweren Böden (sog. „Minutenböden“) zur Ursache hatten (Pester 1997, Moorholz 1994). Nur auf den leichteren Böden wurde die Ackernutzung beibehalten.

Bereits seit 1990 wird das Grünland zunehmend unter Naturschutzauflagen bewirtschaftet (vgl. Kap. 4.3). In deren Folge wurde die Milchwirtschaft zu Gunsten einer extensiven Fleischrinderhaltung (vorwiegend Mutterkuhhaltung) aufgegeben.

Im Deichvorland wurde wegen der regelmäßigen Nährstoffeinträge durch die Hochwässer der Elbe auf jegliche Düngergaben verzichtet. Mit Ausnahme eines 3 Hektar großen Teilschlages im Lütkenwischer Werder, auf dem bis Mitte der sechziger Jahre fakultativ nach starken Hochwasserereignissen Ackerbau (Futterrüben, Roggen) betrieben wurde (Schulz 1997), wurde im Deichvorland an der traditionellen Grünlandnutzung festgehalten. Jedoch wurden auch hier reine Mähwiesen in Mähstandweiden überführt.

Abb. 19: Nutzungsgeschichte der in Abbildung 18 dargestellten Teilschläge mit dauerhafter oder zeitweiser Ackernutzung bzw. Neuansaat von Futtergräsern.

4.1.6. Fazit

Das Untersuchungsgebiet stellt sich heute als ein weitgehend ausgeräumter, von der Günlandnutzung geprägter Landschaftsausschnitt der Aue der Unteren Mittelelbe dar. Auf den großflächigen landwirtschaftlichen Schlägen, die im Zuge der landwirtschaftlichen Flurbereinigung und im Zuge der Kollektivierung der Landwirtschaft seit 1945 entstanden, wurden traditionelle durch moderne Bewirtschaftformen abgelöst. Die Nutzung feuchter Areale als reine Weide sowie höherliegender Flächen als mehrschürige Wiese mit fakultativer Nachbeweidung wurde eingestellt. Stattdessen wurden im Zuge der Intensivierung der Nutzung einschürige Mähstandweiden und gedüngte Fettweiden eingerichtet. Einschränkungen erfuhr diese Tendenz durch die politischen Entwicklungen. So wurden vordeichs und zwischen Elbdeich und zweiter Grenzlinie liegenden Grünlandflächen ab 1961 nur noch extensiv, d.h. ohne Düngergaben und mit beschränktem Viehbesatz genutzt. Nach 1989 wurde die Grünlandnutzung zunehmend extensiviert. Die Milchviehhaltung wurde zu Gunsten der Fleischrinderproduktion aufgegeben. Der überwiegende Teil des Grünlandes wird heute unter Naturschutzrichtlinien ohne zusätzliche Düngung oder Einsatz von Pflanzenschutzmitteln sowie unter strengen Bewirtschaftungsauflagen bewirtschaftet (vgl. Kap. 4.3).


[Seite 54↓]

Um die Auswirkungen von Elbehochwässern im Deichhinterland abzumildern, wurde ein ausgedehntes Grabensystem angelegt. Es erlaubt zum einen, von der Elbe eindringendes Qualmwasser schnell über die Löcknitz abzuführen, zum anderen kann den landwirtschaftlichen Nutzflächen über ein System von Stauen bei anhaltender Trockenheit von der Löcknitz her Wasser zugeführt werden (vgl. Flemming 1998 u. 1999). Mit der Entwässerungen gingen Versuche einher, auf den fruchtbaren Auenlehmen auch Ackerbau zu betreiben, was jedoch in den meisten Fällen nach Missernten wieder aufgegeben wurde (vgl. Kap. 4.1.5).

Infolge der beschriebenen Veränderungen in der Art und Intensität der Nutzung und dem standörtlich nivellierenden Effekt der Hydromelioration weist die Grünlandvegetation des Untersuchungsgebiets heute trotz der großflächigen Anwendung von Naturschutzauflagen nur eine geringe Diversität auf. Die Bestände sind im Vergleich zu jenseits der Elbe in der niedersächsichen Elbaue liegenden, extensiv bewirtschafteten Grünlandbeständen deutlich an Arten verarmt. Bis auf wenige Ausnahmen sind im Untersuchungsgebiet keine tragfähigen Bestände der typischen Auengrünlandarten mehr vorhanden. In Tabelle 12 sind die auf der niedersächsischen Elbseite vorkommenden, bedrohten Grünlandgesellschaften in Form einer „Negativliste“ zusammengefasst.

Tab. 12: „Negativliste“ der auf der niedersächsischen Elbseite vorhandenen und im Untersuchungsgebiet fehlenden, für das Auengrünland typischen und bedrohten Grünlandgesellschaften (vgl. Hellwig 2000, Redecker 1999a,b, Walther div.).

Pflanzengesellschaft

Nutzung; bevorzugte Standorte

kennzeichnende Arten

Cnidio venosi- Violetum persicifoliae Walther ex R. Tx. 1954
(syn. Cnidio-Deschampsietum caepitosae Passarge 1960)

  • Mähwiesen und Mähweiden

Cnidium dubium
Viola stagnina
Serratula tinctoria
Stellaria palustris
Achillea ptarmica
Luzula multiflora
Veronia scutellata u.a.

  • Elbe und Nebenflüsse

  • uferfern, grundfeucht, unregelmäßige und kurzzeitige Überflutung

  • verschiedene, nach Überflutungshäufigkeit unterschiedene Untereinheiten

Poo-Lathyretum palustris Walther ex R. Tx. 1955 / Lathyrus palustris-Gesellschaft

  • 2-schürige Mähwiesen

Lathyrus palustris
Poa palustris
Iris pseudacorus
Carex gracilis
Glyceria maxima
Phalaris arundinacea
Carex disticha

  • bes. an Nebenflüssen der Elbe

  • uferfern mit guter Wasserversorgung, häufig mit Grundwassereinfluss, überstauung im Frühjahr, wechselnass, Überschlickung seltener als bei den Flutrasen

  • standörtlich mit dem Caricetum gracilis und Phalaridetum arundinaceae in Kontakt stehend

Sanguisorbo-Silaetum pratensis Knapp 1954 / Silaum silaus-Gesellschaft

  • reine Mähwiesen

Silaum silaus
Sanguisorba officinalis
Leucanthemum vulgare
Cnidium dubium

  • Elbe und Nebenflüsse

  • oberhalb der Brenndoldenwiesen, nur selten und sehr kurzzeitig überflutet

  • basenreiche, lehmige Sande bis tonige Lehme

Für die derzeitige Bestandessituation im Grünland des Untersuchungsgebiets müssen mehrere Faktoren als Ursachen angenommen werden:

Die alleinige Anwesenheit auentypischer und bedrohter Grünlandgesellschaften in der niedersächsischen Elbaue und die Kenntnis der generellen Rückgangsursachen für diese Gesellschaften allein reichen jedoch nicht aus, um die Abwesenheit dieser Bestandstypen im Untersuchungegebiet zu erklären. Hierzu müssen erst folgende Fragen geklärt werden:


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4.2.  Einfluss des Standorts auf die Vegetation

4.2.1. Vorbemerkungen

Die Art und Weise der Landbewirtschaftung gilt gemeinhin als der prägende Standortfaktor bei der Differenzierung von Grünlandvegetation. Ob beweidet oder gemäht wird, und mit welcher Intensität und zu welchem Zeitpunkt dies geschieht, entscheidet darüber, welche Arten sich in Grünlandbeständen durchsetzen können und somit über die Artenzusammensetzung der Bestände. Der Standort spielt in der modernen Intensivlandwirtschaft zumeist nur eine untergeordnete Rolle.

Im Gegensatz dazu üben die Standortbedingungen in Auenlandschaften, wie Abbildung 20 darlegt, einen viel größeren Einfluss auf die Vegetation aus. Abhängig vom Geländerelief unterscheiden sich insbesondere das Bodensubstrat, das Wasser- und das Nährstoffangebot erheblich. Darüberhinaus limitieren periodische Frühjahrshochwässer und episodische Starkhochwässer das Wachstum der Pflanzen. Unter der Einwirkung des Komplexes aus ökologischen Standortfaktoren und Landbewirtschaftung haben sich charakteristische Zonationskomplexe im Auengrünland ausgebildet.

Abb. 20: Schematische Übersicht über den Zusammenhang von Landwirtschaft und abiotischen Standortbedingungen in Flussauen. – Beide Faktorenkomplexe beeinflussen sich wechselseitig und wirken auf die Differenzierung der Grünlandvegetation. Sie unterliegen einer starken Dynamik. Die Analyse des Wirkungskomplexes ermöglicht Rückschlüsse auf die Sukzession der Grünlandbestände im Rückdeichungsgebiet.

Die Analyse der räumlichen Verteilung der Grünlandvegetation im rezenten Deichvorland – dort herrschen die Standortbedingungen, die später auch das Rückdeichungsgebiet betreffen werden –sowie die Untersuchung ihrer Abhängigkeit von standörtlichen Gradienten ermöglicht es, Rückschlüsse auf die Sukzessionsprozesse zu ziehen, die im Grünland nach der Deichrückverlegung stattfinden werden.

Zunächst soll daher an Hand von Transektuntersuchungen die Zonierung der Grünlandvegetation im Deichvorland beschrieben werden. Nach der Darstellung der edaphischen und hydrologischen Standortverhältnisse der vorgefundenen Grünlandbestände werden die Wirkungsgrößen der Ein[Seite 57↓]zelfaktoren analysiert. Hierbei steht die Frage im Mittelpunkt, welche Faktoren sich dafür eignen, die Entwicklung der Grünlandvegetation nach der Deichrückverlegung mittelfristig vorherzusagen.

4.2.2. Vegetationszonierung im Deichvorland

In Abbildung 21 ist die Vegetationszonierung im Deichvorland an Hand eines Querprofils durch den Lütkenwischer Werder (Elbe-km 476,3) dargestellt. Das Profil besteht aus drei durchgängigen Transekten, die nahe dem Elbufer, in der Mitte des Vorlandes und nahe am Flussdeich liegen. Sie besitzen eine Gesamtlänge von 150 m. Die eingemessenen Geländehöhen entlang des untersuchten Profils sind mit der Mittelwasserlinie für den betreffenden Elbe-Kilometer in Bezug gesetzt. Deren NN-Höhe von 16,91 m (entsprechend der mittleren Abflussrate von 694 m³/s) beschreibt den Nullpunkt.

Vegetationsabfolge

In den höchsten Geländelagen, die im Transekt 5 durch die Uferrhene repräsentiert werden, gedeiht das Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori in seiner wechselfrischen Ausprägung (A). Es geht in einer Geländehöhe von 1,4 m ü. MW in die wechselfeuchte Ausprägung (B) der gleichen Gesellschaft über. Angezeigt wird dieser Wechsel durch den Wegfall von Frische- und Trockniszeigern wie z. B. Plantago lanceolata, Leontodon autumnalis oder Bromus hordeaceus. Die Bedeckungswerte von Agrostis capillaris gehen von 30-40 % auf unter 5 % zurück. Wechselfeuchte tolerierende Arten erhöhen ihren Bedeckungsanteil oder treten hinzu, darunter Poa palustris, Glechoma hederacea und Ranunculus repens.

Unterhalb von durchschnittlich 1,0 m über dem Mittelwasser reduziert sich die Artenanzahl der Pflanzenbestände rapide. Besonders Kräuter, wie Trifolium spp., Taraxacum officinalis oder Cerastium holosteoides, fallen hier gleichzeitig und fast vollständig aus. Im zweiten Aufwuchs wird dieser Übergang deutlich durch die Blütensprosse von Rumex thyrsiflorus angezeigt und wirkt „wie mit dem Lineal gezogen“. Das Bestandsbild der artenarmen Elytrigia repens-Alopecurus pratensis -Gesellschaft (C) ist von Obergräsern geprägt, wie den namengebenden Arten Quecke (Elytrigia repens) und Wiesenfuchsschwanz (Alopecurus pratensis), aber auch von der Sumpf-Rispe (Poa palustris) und der Gemeinen Rispe (Poa trivialis).

Sowohl im Elbe-nahen Transekt 5 als auch im mittleren Deichvorland (Transekt 6) kommt unterhalb von 0,7 m ü. MW Phalaris arundinacea zur Dominanz. In den Phalarideten (D) steigt der Bedeckungsanteil des Rohrglanzgrases rasch bis auf über 80 % an. Die meisten Wechselfeuchtezeiger werden von solchen Arten verdrängt, die wechselnasse Standortbedingungen zu tolerieren vermögen, z. B. Röhrichtarten wie Sium latifolium oder Glyceria maxima.

Im deichnahen Transekt 7 geht die Quecken-Fuchsschwanz-Gesellschaft allmählich in einen Flutrasen vom Typ Ranunculo-Alopecuretum geniculati über. Phalaris arundincea erreicht nur einen Bedeckungsanteil von maximal 20 %, während der Knick-Fuchsschwanz (Alopecurus geniculatus) auf Bedeckungswerte von bis zu 80 % ansteigt. Am Ende des Transektes geht der Flutrasen (E) in ein Schlankseggen-Ried (Caricetum gracilis; F) über, das die dortige Flutrinne säumt.

Aus den Untersuchungen wird deutlich, dass alle drei Transekte weitestgehend die gleiche charakteristische Vegetationsabfolge zeigen. Das Standortsgefälle wird durch nicht-lineare (mit Plateaus) bis diskontinuierliche Vegetationsübergänge angezeigt (vgl. Glavac 1996). Die Transekte beinhalten also deutlich voneinander abgrenzbare Vegetationseinheiten, deren Übergänge von der Präsenz von bestimmten Pflanzenarten bzw. deren Wechsel in der Artmächtigkeit angezeigt werden. Demnach müssen auch die prägenden Standortfaktoren ihre Wirkung auf die Vegetationsbestände höhenabhängig entfalten.[Seite 58↓]

Abb. 21: Darstellung der Vegetationszonierung von Vordeichgrünland an Hand dreier durchgängiger Transekte im Lütkenwischer Werder (Elbe-km 476,3). – Alle drei Transekte zeigen weitestgehende Übereinstimmung in der Abfolge der vorgefundenen Bestandstypen wie auch in deren relativer Höhe und dem Veränderungsmuster der Artenzusammensetzung.


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4.2.3. Edaphische Standortverhältnisse

Die Bodenverhältnisse in Flussauen sind außerodentlich heterogen (vgl. Kap. 2.3). Sie sind das Ergebnis der Morpho- und Hydrodynamik, mit der der Fluss die mitgebrachten Stofffrachten in der Aue verteilt. So finden sich nahe am Fluss, wo höhere Strömungsgeschwindigkeiten herrschen, vorwiegend gröbere Sande und Kiese. Weiter vom Flussbett entfernt und in strömungsberuhigten Abschnitten des Vorlandes werden feine Schwebstoffe abgelagert, die häufig reich an organischer Substanz sind (Schwartz 1999a).

Die Bodentypen, die sich abhängig von der Zusammensetzung des abgelagerten Substrats und der Stärke des Grundwassereinflusses herausgebildet haben, bestimmen v.a. durch ihren Nährstoffgehalt und ihr spezifisches Wasserdargebot die Wuchsbedingungen der Grünlandbestände.

An Hand von Profilbohrungen (zur Methodik vgl. Kap. 3.2.3) wurde die Horizontabfolge an den Wuchsorten der vorgefundenen Grünlandgesellschaften untersucht. Die Zuordnung der Bodentypen erfolgte nach der von Gröngröft & Schwartz (1999) modifizierten Systematik des Arbeitskreises Bodensystematik (1998).

Bodentypen und -substrate

In Abbildung 22 sind die untersuchten Bodenprofile dargestellt. Sie sind von links nach rechts in abfallender Geländehöhe angeordnet. Bezugspunkt ist die Mittelwasserhöhe am Elbe-km 476,3.

Die vorgefundenen Pflanzengesellschaften lassen sich bestimmten Bodentypen zuordnen. In den Bodenprofilen der Straußampfer-Margeriten-Wiesen (Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori) ist ein Grundwassereinfluss in Tiefen von 1,3 bis 0,5 m unter Flur erkennbar. Die vorgefundenen Profile sind Böden vom Typ der Norm-Vega und Gley-Vega zuzuordnen. Die Grundwasserschwankungen in diesen „Auen-Braunerden“ sind zwar beträchtlich, jedoch bleibt die Grundwasserlamelle üblicherweise unterhalb der durchwurzelten Bodenschichten. Das Substrat, das über die gesamte Profiltiefe sehr homogen ist und aus (stark) lehmigen Sanden oder (stark) sandigen Lehmen besteht, erlaubt zwar, dass der Aquifer rasch Wasserstandsveränderungen der Elbe folgt. Jedoch wirken sie gleichsam als „kapillare Sperre“, da sie grobporig sind und bei gespannten Grundwasserverhältnissen (vgl. Kap. 2.3) kaum einen kapillaren Wasseraufstieg ermöglichen. Die Wasserversorgung der Standorte muss demnach hauptsächlich über Niederschläge und gelegentliche Überflutungen erfolgen.

An den Wuchsorten der Quecken-Wiesenfuchsschwanz-Gesellschaft (Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft) erreicht das Grundwasser regelmäßig Bodentiefen von weniger als 40 cm unter Flur; überwiegend reduzierte Bodenhorizonte liegen mehr als 80 cm unter der Bodenoberfläche. Gemäß ihrem Übergangscharakter werden die betreffenden Bodentypen als Vega-Gley bezeichnet. Die Bodensubstrate gleichen denen der Straußampfer-Standorte. Durch den geringeren Flurabstand kann das Grundwasser zumindestens zeitweise zur Wasserversorgung dieser Bestände beitragen.

Sowohl die Rohrglanzgrasröhrichte (Phalaridetum arundinaceae) als auch die Flutrasen vom Typ Ranunculo-Alopecuretum geniculati gedeihen auf Wechselgleyen bis typischen Auengleyen. Die Bodentypen zeichnen sich wie die vorangegangenen durch einen ausgeprägten Wechsel der Grundwasserhöhe aus. Allerdings sinkt der Aquifer selten unterhalb von mehr als 80 cm unter Flur ab und kann deshalb wesentlich – sei es direkt oder per kapillarem Aufstieg – zur Wasserversorgung der Vegetation beitragen. Die Bodensubstrate sind im oberen Profilteil sandige Lehme, darunter finden sich oft bindigere Lehme bis Tone.


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Abb. 22: Bodenprofile im Vordeichgrünland am Beispiel des Lütkenwischer Werders. – Anordnung von links nach rechts in abfallender Geländehöhe. Die Bandbreite der vorgefundenen Bodentypen reicht von Norm-Vegen auf den am höchsten gelegenen Geländeabschnitten bis zu anmoorigen Auengleyen in den Flutrinnen und -mulden. Während in hohen Geländeteilen über das gesamte Profil lehmige Sande bis sandige Lehme vorherrschen (kursiv rechts von den Profilen), finden sich in Geländeeintiefungen bindigere Substrate bis hin zu schluffigen Tonen. Die Korngrößenzusammensetzung der Böden ist zusammen mit der Amplitude der Grundwasserschwankungen im Jahresverlauf für die hydromorphe Kennzeichnung der Bodenschichten verantwortlich. Deutlich rücken diese Merkmale bei abfallender Geländehöhe der Geländeoberkante näher. Es bedeuten: schwarz = überwiegend von Reduktionserkmalen geprägte Bodenhorizonte; grau = überwiegend von Oxidationsmerkmalen geprägte Bodenhorizonte; weiß = anhydromorphe Bodenhorizonte . (Abkürzungen vgl. Arbeitskreis Bodensystematik 1998).

Bodenchemische Analysen

Insgesamt wurden 22 Oberbodenproben (0-30 cm Bodentiefe) analysiert, davon entfallen drei auf Böden des Typs Norm-Vega, sechs auf Gley-Vegen, fünf auf Vega-Gleye und acht auf Auengleye. Die NN-Höhen der Probenahmestandorte reichen von 17,00 bis 18,96 m; sie entsprechen mittleren Überflutungsdauern pro Vegetationsperiode zwischen 2 bis 127 Tagen und decken somit das gesamte standörtliche Spektrum der vorgefundenen Grünlandtypen ab.

Der Übersichtlichkeit wegen sind die Analyseergebnisse in Tabelle 13 nach Bodentypen geordnet zusammengefasst. Den Probenahme-Standorte, an denen keine Profilbohrung stattfand, wurden an Hand der Geländehöhe und Vegetation Bodentypen zugewiesen. Die wichtigsten Ergebnisse sind anschließend in Abbildung 23 veranschaulicht.

Tab. 13: Im Oberboden verschiedener Bodentypen gemessene bodenchemische Parameter (Es bedeuten: Mw - Mittelwert, Min - Minimumwert, Max - Maximumwert).

 

pH (CaCl2)

LF [µS]

Ctot [%]

Ntot [%]

KDL [g/kg]

PDL [g/kg]

Bodentyp

Mw

Min

Max

Mw

Min

Max

Mw

Min

Max

Mw

Min

Max

Mw

Min

Max

Mw

Min

Max

Norm-Vega

5,1

4,8

5,3

101

76

125

3,1

2,4

3,7

0,26

0,20

0,31

0,09

0,05

0,15

0,06

0,05

0,09

Gley-Vega

5,7

5,3

5,9

212

170

250

5,5

4,0

7,4

0,44

0,37

0,55

0,07

0,06

0,08

0,11

0,02

0,20

Vega-Gley

5,8

5,3

6,2

295

243

418

6,4

5,6

7,3

0,51

0,45

0,59

0,08

0,06

0,12

0,16

0,09

0,20

Auengley

5,6

5,1

6,0

495

144

658

7,2

6,2

8,3

0,55

0,45

0,66

0,09

0,04

0,19

0,20

0,11

0,30

Der Gesamt-Kohlenstoffgehalt (Ctot), der den Humusgehalt der Oberböden beschreibt, liegt zwischen 2,4 und 8,3 %. Die höchsten Werte wurden in den Senkenlagen in anmoorigen Auengleyen gemessen, die geringsten Werte aus Norm-Vegen der höchsten Geländelagen. Dementsprechend ist der Kohlenstoffgehalt stark mit der mittleren jährlichen Überflutungsdauer korreliert (r = 0,70). Für die hohen Werte in Senken und Flutrinnen kommen als Ursachen einerseits der Eintrag partikulärer und gelöster organischer Substanz bei Hochwässern in Betracht. Andererseits führt das feuchte Mikroklima in Bodennähe dazu, dass der Bestandsabfall (Streue) nur teilweise mineralisiert und zu Teilen humifiziert wird, woraus auch die Anmmorigkeit der Profils erklärbar ist. Beobachtungen haben gezeigt, dass der Bestandsabfall bei langanhaltender Überflutung und starker Strömung nahezu vollständig abgetragen wird. In solchen Jahren trägt dessen Humifizierung entsprechend wenig oder gar nicht zur Kohlenstoffanreicherung im Oberboden bei.

Alle untersuchten Proben weisen hohe bis sehr hohe Gesamt-Stickstoffgehalte auf (landwirtschaftliche Klassifizierung nach Hydro Agri Dülmen 1993). Da das Deichvorland traditionell nicht gedüngt wird, kann das Stickstoffangebot zum überwiegenden Teil auf den allochthonen Eintrag durch die Elbe zurückgeführt werden. Die gemessenen Gehalte stehen in starker positiver Beziehung zur Überflutungsdauer (r = 0,74). Auffällig ebenfalls ist die extrem hohe Korrelation zum Kohlenstoffgehalt (r = 0,96); sie ist nur dadurch erklärbar, dass der überwiegende Teil des Stickstoffs im Oberboden an organische Substanz gebunden ist und nur zu geringen Anteilen als frei verfügbares Nitrat oder Ammonium vorliegt.


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Eine ähnlich hohe Korrelation zur organischen Substanz zeigt das pflanzenverfügbare Phosphat

(r= 0,83). Die gemessenen Konzentrationen differieren jedoch sehr viel stärker als beim Stickstoff; die Versorgung der Böden in den tiefen Geländelagen ist gut bis sehr gut (vgl. Hydro Agri Dül-men 1993), während sie an höher gelegenen Stellen des Deichvorlandes überwiegend nur als schwach bis mäßig eingestuft werden kann. Die Korrelation zwischen Phosphatangebot und Überflutungsdauer ist weniger ausgeprägt als beim Stickstoff, jedoch deutlich zu erkennen (r = 0,53).

Phosphat und gelöste Stickstoffverbindungen (Nitrat, Ammonium) tragen dazu bei, dass in tiefen Geländelagen die höchsten Leitfähigkeiten gemessen werden können. Sie weisen ebenfalls eine stark positive Beziehung zur Überflutungsdauer auf (r = 0,71).

Die potentiellen pH-Werte (pH [CaCl 2]) liegen in den untersuchten Bodenproben im neutralen bis mäßig sauren Bereich (Mittelwert 5,6 [5,1-6,2]) und damit ähnlich hoch wie im Deichhinterland. Abhängigkeiten von der Überflutungsdauer lassen sich nicht nachweisen.

In Bezug auf die Leitfähigkeiten zeigen die Bodentypen außerhalb der Senken und Flutrinnen nur eine geringe Streuung; ihre Wertebereiche überlappen kaum. (Der „Ausreißer“ bei den Auengleyen [vgl. Profil 8 in Abb. 23] ist nur durch einen Messfehler erklärbar. Ließe man den Wert unberücksichtigt, ergäbe sich ein Korrelationskoeffizient von 0,89 mit der Überflutungsdauer.)

Sowohl beim Stickstoffgehalt als auch beim Gesamt-Kohlenstoff ist eine deutliche Gruppierung der Bodentypen erkennbar. Während jedoch die Norm-Vegen und die Gleye gut von den anderen Typen getrennt erscheinen, überschneiden sich die Wertespannen der Nährstoffgehalte bei den Übergangstypen (Gley-Vega und Vega-Gley) weit. Beim pflanzenverfügbaren Phosphat sind die Spannbreiten in allen Bodentypen sehr groß und überlappen weit. Dieser Parameter ist demnach kaum zur Klassifizierung der Bodentypen geeignet.

Abb. 23: Beziehung zwischen Bodentypen und bodenchemischen Parametern sowie der mittleren Überflutungsdauer pro Vegetationsperiode (Messreihe von 1964-1998).


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4.2.4.  Hydrologische Parameter

Überflutungsdauer

Im Kapitel 4.2.2 wurde am Beispiel von durchgängigen Transekten eine vertikale Zonation der Grünlandgesellschaften im Deichvorland nachgewiesen. Die deutlich erkennbaren, diskontinuierliche Bestandsübergänge wurden nachfolgend dafür verwendet, die „spezifische Höhenlage“ der verschiedenen Grünlandtypen im Deichvorland entlang des gesamten untersuchten Elbeabschnitts zu überprüfen. Die Höhen der Vegetationsübergänge wurden mit Hilfe einer Schlauchwaage eingemessen (zur Methodik vgl. Kap. 3.2.1). Mit Hilfe der Schlüsselkurven- und Dauerlinienststistik (vgl. Kap. 3.2.2) wurden daraufhin die mittleren Überflutungsdauern ermittelt und statistisch ausgewertet. Da die Grünlandvegetation auf Überschwemmungen, die im Frühjahr und Sommer auftreten, empfindlicher reagiert als auf solche im Winterhalbjahr (vgl. z.B. Sýkora et al. 1988), wurde als Bezugsgröße für die Überflutungstoleranz die mittlere Überflutungsdauer während der Vegetationsperiode (15.04. bis 15.10.) verwendet. Als Flutrasen wurden solche Bestände angesprochen, die eine geschlossene Narbe aufwiesen, demnach also landwirtschaftlich nutzbar sind. Pionierartige Bestände und Schlammfluren wurden mit vegetationslosen Flächen zusammengefasst.

Insgesamt wurden 291 Höhenmessungen durchgeführt. Deren Ergebnisse sind in Abbildung 24 zusammengefasst; dargestellt sind die unteren Vegetationsübergänge („Untergrenzen“) der jeweiligen Gesellschaften.

Die Untergrenzen der wechselfrischen bis wechselfeuchten Grünlandtypen (1-3) sind differenzieren sich eindeutig an Hand der Überflutungsdauer. Ihre Mittelwerte sind untereinander und im Vergleich zuden Mittelwerten der Phalarideten und Flutrasen signifikant (α < 0,05) verschieden.

In zunehmender Überflutungsdauer ordnen sich die Bestände von der wechselfrische Ausprägung des Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori (0-3 Tage) über die wechselfeuchte Ausprägung der selben Gesellschaft (4-20 Tage) bis zu den Quecken-Fuchschwanz-Dominanzbestände (21-41 Tage).

Abb. 24: Mittlere Überflutungsdauern von Grünlandtypen des Deichvorlandes. – Dargestellt ist die mittlere Überflutungsdauer pro Vegetationsperiode (15. April bis 15. Oktober; Mittelwerte der täglichen Abflüsse zwischen 1964 und 1998; vgl. Montenegro et al. 1999a) an den Untergrenzen der Gesellschaften. Die Überflutungsdauer wurde mit Hilfe der NN-Höhe aus Schlüssel- und Dauerlinienkurven für den betreffenden Flussabschnitt (Elbe-km) ermittelt.

Bei den wechselfeuchten bis wechselnassen Phalarideten und Flutrasen (4-6), die die tieferen Geländeabschnitte bedecken, ist die Differenzierung weniger deutlich. Auf Grund der Beobachtung, dass das Vorkommen von Flutrasen weitestgehend auf abflusslose Flutrinnen und -mulden be[Seite 64↓]schränkt ist, wurden die Messwerte der Rohrglanzgrasröhrichte nach den Orten getrennt, wo sie aufgenommen wurden: An Standorten mit hoher Abflussdynamik, d. h. ungehindertem Zu- und Abfluss bei Hochwässern, beträgt die Überflutungsdauer der Phalarideten durchschnittlich 42-104 Tage pro Vegetationsperiode. Flutrasen kommen in diesem Fall im Untersuchungegebiet nur an Sonderstandorten vor, beispielsweise Mulden innerhalb der Phalarideten vor. Herrschen undynamische Abflussverhältnisse vor – kann also das Flutwasser nicht vollständig abfließen –, so ist der Flächenanteil der Flutrasen größer. Die Überflutungsdauer der Phalarideten beträgt hier im Mittel 42-83 und die der Flutrasen zwischen 84 und 88 Tagen. (Die Beschreibung der Zonierung über die Geländehöhe ist nur ein Hilfsmittel, denn die Überstauung unter undynamischen Abflussverhältnissen dauert tatsächlich länger an, als sie allein aus der Geländehöhe zu berechnen ist.) Allerdings ist der Unterschied zwischen den Untergrenzen der Phalarideten und der Flutrasen nicht signifikant (α = 0,08). Die Erklärungsmöglichkeiten dafür sind vielfältig: Einerseits kann es weitere Faktoren geben, die die Differenzierung dieser Vegetationstypen bedingen. Andererseits können abflusslose Senken auf verschiedenen Höhenniveaus auftreten. Nicht zuletzt hängt die Andauer der Überstauung auch davon ab, wie effektiv die oberen Bodenschichten die Versickerung des Wassers nach Rückgang eines Hochwassers verzögern (Bindigkeit und Mächtigkeit der Auenlehmdecke).

Alle unterhalb der Phalarideten und ausdauernden Flutrasen liegenden Flächen (Überflutung

>88 bzw. >104 Tage) sind Pionierstandorte. Sie sind den größten Teil des Jahres von Vegetation unbedeckt oder werden ephemer von Pflanzenarten der Flutrasen und Schlammfluren (Bidentetea-Gesellschaften) bewachsen.

Grundwasser

Die Grundwasserbewegungen folgen den Wasserstandsschwankungen der Elbe; Hochwasserwellen wie Niedrigwässer können so bis weit in die Auen hinein die Wasserversorgung der Vegetation beeinflussen. Die Amplitude der Schwankungen ist unmittelbar am Fluss am größten. Abseits davon nimmt sie mit steigender Entfernung ab und gleicht somit einer gedämpften Schwingung (vgl. Kap. 2.5.2). Insofern sind nahe am Fluss nur solche Pflanzenarten anzutreffen, die starke Grundwasserschwankungen zu ertragen vermögen. Erst in einiger Entfernung zum Fluss finden sich dagegen Pflanzenbestände, die an geringe Veränderungen im Grundwasserstand angepasst sind (vgl. Leyer 1998). Inwieweit das Grundwasser zur Wasserversorgung der Grünlandvegetation beitragen kann, hängt maßgeblich von der Mächtigkeit der Deckschicht aus Auenlehm, deren Korngrößenzusammensetzung und davon ab, wie lange gespannte Grundwasserverhältnisse im Jahresverlauf andauern und einen kapillaren Wasseraufstieg ermöglichen (Schwartz 2001, Montene-gro et al. 2000). Im Gegensatz zu den Holzpflanzen, die mit ihren Wurzeln bis zum dauerhaft reduzierten Gr-Horizont hinab vordringen können (beobachtete Wurzeltiefen bis ca. 2 m; Schwartz 2000), ist die krautige Vegetation kaum in der Lage, den Boden bis zu ständig wasserführenden Bodenschichten hinab zu durchwachsen.

Im folgenden soll geklärt werden, welche Dynamik das Grundwasser in den vorgefundenen Grünlandtypen des Vorlandes besitzt. Hierzu werden die Profile herangezogen, an denen bereits die Bodentypen charakterisiert wurden (vgl. Kap. 4.2.3). Als Bezugsdaten dient das Grundwassermodell für das Untersuchungsgebiet (Montenegro et al. 2000), das die langjährige Abflusstatistik der Elbe 1964-1998 (Montenegro et al. 1999d) und das hydraulische Modell der BAW (vgl. Bleyel 1999a) mit einbezieht. Nach Wawra (2000, mdl. Mitt.) ist das Modell jedoch nicht auf Vordeichbereiche geeicht, die, wie der Lütkenwischer Werder, durch Altarme direkt an die Wasserstandsveränderungen der Elbe angeschlossen sind. Solche Gebiete zeigen wesentlich dynamischere Grundwasserbewegungen als breite Deichvorländer ohne Altwässer.

Laut Schwartz (2001) ist die Größe der Abweichung zwischen den Werten des Grundwassermodells und den realen Potentialen dabei in erster Linie von der Bindigkeit des Substrats abhängig. Er errechnete für hochgelegene Standorte, deren Untergrund aus sandigen Bodenarten besteht, die die Grundwasserbewegungen kaum dämpfen, eine mittlere Differenz von +0,95 m zum Modell. An Senkenstandorten, wo bindige Substrate den Potentialausgleich nach oben gleichsam „abdich-ten“ (Dämpfung), beträgt die mittlere Abweichung dagegen nur +0,60 m.

In Abbildung 25 sind die Grundwasserdauerlinien für verschiedene Grünlandgesellschaften (mittlere Tageswerte der Grundwasserpotentiale für den Zeitraum 1964-1998) am Beispiel der Bohrpunkte aus Abbildung 22 dargestellt. Der durchschnittliche Abstand der Bohrpunkte zum nächstgelegenen Knoten des Grundwassermodells, dessen Statistik zur Beschreibung herangezogen wurde, beträgt 60 m. Die extrahierten Modellwerte wurden dabei jeweils um die von Schwartz (s.o.) errechneten Beträge korrigiert (Profile 1-6 um +0,95 m und Profile 7-10 um +0,60 m).

Die Dauerlinien der Grundwasserpotentiale ordnen sich von oben nach unten von den Flutrasen (tiefster Geländepunkt) bis zu den wechselfrischen Leucanthemo-Rumiceten an. Alle Dauerlinien zeigen einen ähnlichen Verlauf und etwa gleich große mittlere Schwankungsamplituden (Differenz zwischen Anfangs- und Endwert). Dennoch lassen sich, bedingt durch den verschiedenen Abstand der Punkte zur Elbe bzw. mit der Elbe in dauerhafter Verbindung stehenden Flutrinnen innerhalb der Pflanzengesellschaften geringe Unterschiede in der Dynamik der Grundwasserpotentiale erkennen: So ist beispielsweise am Geländepunkt 6, der nahe an der deichnahen, ständig wasserführenden Flutrinne liegt, eine höhere Dynamik erkennbar als am Punkt 4,in der Mitte des Deichvorlandes.

Im Mittel aller Tageswerte zwischen 1964 und 1998 nehmen die Grundwasserpotentiale Werte zwischen -1,94 (höchste Leucanthemo-Rumiceten) und -0,39 m (Flutrasen) an. Die Gesamtamplitude der Grundwasserschwankungen beträgt zwischen durchschnittlich 3,00 und 4,31 m, d.h. alle Standorte weisen eine sehr große Dynamik im Grundwasserstand auf, die von Potentialen oberhalb der Geländeoberkante (artesisch gespannt; in der Regel von Überflutungsereignissen begleitet) bis zu mehr als 3,5 m unterhalb der Bodenoberfläche. Allerdings muss die Dynamik gemäß den o.g. Anmerkungen in der Realität eher noch größer angenommen werden, als sie durch das Modell abgebildet wird.

Abb. 25: Langjährige mittlere Dauerlinien des Grundwasserpotentials (1964-1998) für verschiedene Grün-landgesellschaften des Deichvorlandes am Beispiel der Geländepunkte 1-10 (vgl. Abb. 21 u. 22) im Lütkenwischer Werder (Datengrundlage: Montenegro et al. 1999d). – Anmerkungen im Text.

Um die Rolle des Grundwassers bei der Wasserversorgung der Grülandvegetation einschätzen zu können, reichen die mittleren Grundwasserflurabstände jedoch nicht aus. Erst die Kenntnis ihrer Verweildauern auf bestimmten Niveaus ermöglicht genauere Aussagen.

In Tabelle 14 sind verschiedene Kenngrößen der Grundwasserpotentiale für die gewählten Geländepunkte aufgelistet. Grundlage sind die Tagesmittelwerte der Grundwasserstände zwischen 1964 und 1998 (aus: Montenegro et al. 1999d). Sie wurden in Bezug gesetzt zur Mächtigkeit der Deckschicht*3 und deren Korngrößenzusammensetzung. Diese Parameter bestimmen maßgeblich, wie lange gespannte Grundwasserverhältnisse andauern müssen, damit der Wurzelhorizont der Grünlandpflanzen vom Wasser erreicht wird.

In den untersuchten Phalarideten und in Flutrasen (Profile 7-10) herrschen ständig gespannte Grundwasserverhältnisse, d.h. im Mittel unterschreitet das Grundwasserpotential an keinem Tag des Jahres die Unterkante der Deckschicht. Die Bodensubstrate sind in der Regel bis in den durch-wurzelten Bereich sehr bindig, was den kapillaren Wasseraufstieg begünstigt. Es kann daher angenommen werden, dass die Pflanzenbestände, mit Ausnahme von Phasen extremer Trockenheit, in der der Wasserbedarf die kapillare Nachlieferung von Grundwasser übersteigt, ständig Grundwasseranschluss besitzen. Die tiefer wurzelnden Phalarideten werden dadurch nach eigenen Beobach-tungen bei anhaltend trockener Witterung weniger beeinträchtigt als Flutrasen.

Währenddessen weisen die Quecken-Fuchsschwanz-Bestände (Profile 5 und 6) nur über die Hälfte des Jahres gespannte Grundwasserverhältnisse auf (181/187 Tage). Ein Viertel des Jahres (75 %-Quartile) steht das Grundwasser höchstens 45 cm (42/48 cm) unter Flur.

Nur an zwei der vier untersuchten Profile in den Leucanthemo-Rumiceten (Profile 1-4) ist überhaupt eine zusammenhängende Auenlehmschicht vorhanden. Da die Standorte sehr hoch liegen, wird deren Unterkante im Durchschnitt gar nicht bzw. nur 94 Tage des Jahres erreicht. Wie auch in den Quecken-Fuchsschwanz-Beständen sind die Substrate zudem verhältnismässig sandig, und der kapillare Wasseraufstieg ist wegen der Grobporigkeit des Bodens erschwert. So stagnierten alle wechselfeuchten bis wechselnassen Bestände in niederschlagsarmen, heißen Wetterperioden der Jahre 1998 und 1999 im Wachstum.

Tab. 14: Kenngrößen der Grundwasserpotentiale an den Bohrpunkten 1-10 im Lütkenwischer Werder (Profile: 1-4 - Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori; 5-6 - Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft; 7,9,10 - Phalaridetum arundinaceae; 8 - Ranunculo-Alopecuretum geniculati).

Profil

Minimum

25%-Quartile

50%-Quartile

75%-Quartile

Maximum

Deckschicht-mächtigkeit

Lage Gro

Lage Gor

gesp. Gw-Verhältnisse
[d/a]

1

-3,57

-2,55

-2,09

-1,39

0,31

keine

-1,30

<-2,20

0

2

-3,02

-1,90

-1,40

-0,63

1,29

0,75

-0,75

<-2,20

0

3

-2,81

-1,94

-1,56

-0,98

0,34

0,80

-0,70

<-2,20

94

4

-2,61

-1,77

-1,41

-0,84

0,39

keine

-0,45

<-2,20

0

5

-2,50

-1,51

-1,09

-0,42

1,13

1,00

-0,20

<-2,20

181

6

-2,25

-1,41

-1,05

-0,48

0,75

1,00

-0,20

-1,30

187

7

-2,46

-1,38

-0,91

-0,18

1,53

>2,20

-0,20

-1,00

365

9

-2,35

-1,36

-0,94

-0,27

1,28

>2,20

-0,20

-0,65

365

10

-2,25

-1,26

-0,84

-0,17

1,38

>2,20

-0,20

-0,50

365

8

-1,95

-0,96

-0,54

0,13

1,68

>2,20

-0,20

-0,70

365


[Seite 67↓]

4.2.5.  Korrespondenzanalysen

Die Kapitel 4.2.2.1-4.2.2.3 haben dargelegt, wie sich die Grünlandvegetation entlang von Gradienten verändert und in welcher Weise Korrelationen zwischen Standortfaktoren und Vegetation bestehen. Unabhängige und abhängige Variablen wurden identifiziert. Die folgende Ergebnisse sollen klären, wie groß der Einfluss der verschiedenen Standortfaktoren ist und welche Faktoren sich für eine Prognose der Vegetationsveränderungen heranziehen lassen.

Rangfolge der Standortvariablen bei der Differenzierung der Vegetation

Insgesamt 108 Vegetationsaufnahmen aus dem Deichvorland wurden einer Kanonischen Korrespondenzanalyse (CCA) unterzogen. Neben der Flächennutzung wurden die mittlere Überflutungsdauer während der Vegetationsperiode (vgl. Kap. 4.2.4) und die Korngrößenzusammensetzung im Oberboden mit den Vegetationsaufnahmen ordiniert. Die Ergebnisse sind in Abbildung 26 dargestellt.

Abb. 26: Kanonische Ordination (CCA) von Vegetationsaufnahmen aus dem Deichvorland des Untersuchungsgebiets (n = 108). – Die Vegetationsaufnahmen (Punkte) sind nach deren Zugehörigkeit zu verschiedenen Vegetationstypen klassifiziert. In die Analyse wurden die Nutzung, die mittlere Überflutungsdauer während der Vegetationsperiode (Zeitraum 1989-1998) sowie der Sand- und Tongehalt im Oberboden (0-30 cm Bodentiefe) als Standortparameter einbezogenen. An Hand ihrer Artenzusammensetzung trennt sich der Gesamtdatensatz in zwei Gruppen auf. Die Röhrichte und Hochstaudenfluren der rechten Gruppe werden ausnahmslos nicht landwirtschaftlich genutzt. Währenddessen gruppieren sich die Vegetationsaufnahmen aus dem Wirtschaftsgrünland geschlossen auf der linken Seite.

Die landwirtschaftliche (Mähweide-)Nutzung ( Mw ) bzw. Nichtnutzung ( kN ) korreliert hoch
(r = -0,83 bzw. +0,81) mit der ersten Hauptachse der Ordination (x-Achse). Sie ist demnach als der wichtigste Faktor bei der Differenzierung der krautigen Vegetation zu interpretieren. Deutlich zu erkennen ist ebenfalls, dass sich innerhalb beider Gruppen die Vegetationstypen entlang der zweiten Hauptachse aufgliedern, die die Überflutungsdauer während der Vegetationsperiode ( Ue ) repräsentiert (r = 0,75). Da ausschließliche Beweidung im UG tiefen, mit Flutrasen bewachsenen, tiefen Geländelagen vorbehalten ist, korreliert der Standortfaktor „nur Beweidung“ ( Bw ) hoch mit der Dauer der Überflutung. Ton- und Sandgehalt im Oberboden haben die geringsten Auswirkungen auf die Vegetationsdifferenzierung. Der Tonanteil ist positiv mit langen Überflutungsdauern bzw. niedrigen Geländehöhen korreliert, während zu kurzzeitig überfluteten Standorten hin der Sandgehalt ansteigt.

Für weitere Analysen wurde der Gesamtdatensatz in zwei Teile, d.h. Aufnahmen ohne und mit landwirtschaftliche Nutzung, getrennt. Die Datensätze wurden weiter untergliedert, um zu identifizieren, ob die Einflussgröße der Standortfaktoren in verschiedenen Höhenniveaus differiert oder ob [Seite 68↓]sie über die gesamte Gradientenamplitude gleich bleibt. Hierzu wurden die gemessenen Übergangshöhen zwischen den Grünlandtypen herangezogen.

Standorte ohne landwirtschaftliche Nutzung

Auf nicht genutzten Standorten im Deichvorland wachsen vorwiegend Röhrichte. Sie unterscheiden sich von den genutzten Pflanzenbeständen neben typischen Röhrichtarten, wie z.B. Phragmites australis, Carex riparia oder Carex gracilis, v.a. durch eine ganze Reihe von Kennarten der Klassen Artemisietea und Chenopodietea. Sieht man einmal von den Schlammfluren ab, die unterhalb der für ausdauernde Vegetation limitierenden Geländehöhe wachsen, sind für die Differenzierung innerhalb der ungenutzten Bestände neben der Überflutung je nach deren Dauer verschiedene weitere Umweltvariablen mitverantwortlich (vgl. Abb. A-2 im Anhang). Bei Überflutungsdauern bis zu 41 Tagen in der Vegetationsperiode sind in abfallender Bedeutung das Substrat (Ton und Sandgehalt im Oberboden) sowie die Strömungsexposition wichtig. Bei Überflutungsdauern von mehr als 41 Tagen pro Vegetationsperiode spielt neben der Überflutungsdauer eine bedeutende Rolle, ob der Wuchsstandort gegen das Wasserstandregime der Elbe abgegrenzt ist, d.h. „isoliert“ in einer abflusslosen Geländehohlform liegt oder aber nach einer Hochflut das Wasser wieder ungehindert abfließen kann (vgl. Kap. 4.2.4).

Landwirtschaftlich genutzte Standorte

Wie die Abbildungen 27 und A-3 im Anhang darstellen, zeigen die Vegetationsaufnahmen aus dem Wirtschaftsgrünland eine deutlichere Korrelation von Überflutungsdauer und Vegetationsabfolge als die ungenutzte Vegetation. Allerdings ist auch hier die Bedeutung weiterer Standortfaktoren von der relativen Höhenlage der Flächen abhängig. Bei Überflutungsdauern mehr als 41 Tagen pro Vegetationsperiode differenzieren die Form der Bewirtschaftung sowie die „Isolation“ (s.o.) die Differenzierung zwischen Rohrglanzgrasröhrichten und Flutrasen. Letztere breiten sich umso mehr zu Ungunsten der Phalarideten aus, je stärker die Beweidung ist und je langsamer das Wasser nach Hochfluten aus Geländehohlformen ablaufen kann.

Abb. 27: DECORANA-Ordinationsdiagramm (DCA) der Grünlandaufnahmen des Datensatzes aus Abb. 26. – Durch ein spezielles Rechenverfahren, das „detrending“, wird die Information, die durch die erste Hauptachse (Nutzung; s. Abb. 26) erklärt wird, entfernt, so dass zusätzliche Informationen, erklärt durch die zweite und weitere Hauptachsen, deutlicher hervortreten (vgl. Glavac 1996: 171 ff.). Die Information der zweiten Hauptachse spannt sich so entlang der x-Achse des Diagramms auf. Sie kann hier eindeutig mit der Überflutungsdauer korreliert werden: Von links nach rechts ordnen sich die Vegetationstypen (s. Legende) mit zunehmenden Ansprüchen an das Wasserangebot an. Die mittlere Überflutungsdauer während der Vegetationsperiode ist hoch mit der ersten Hauptachse der Ordination (x-Achse) korreliert (r = 0,84). In den höheren Geländelagen (linke Hälfte; wechselfrische Leucanthemo-Rumiceten bis Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft) überlappen die Amplituden der Vegetationstypen kaum. Hingegen deuten die Streuung entlang der zweiten Hautachse und die Überlappung der Amplituden der Phalarideten und Flutrasen darauf hin, dass in den tieferen Geländelagen neben der Überflutungsdauer weitere Standortfaktoren maßgeblich auf die Differenzierung der Vegetation einwirken. Dies sind in erster Linie die Form der Bewirtschaftung und die „Isolation“ gegen das Wasserstandsregime des Flusses (s.o.).


[Seite 69↓]

4.2.6.  Fazit

Vertikale Vegetationsabfolge

An Hand von durchgängigen Vegetationstransekten entlang von Höhengradienten kann nachgewiesen werden, dass die Grünlandvegetation des Elbvorlandes im Untersuchungsgebiet eine ausgeprägte vertikale Zonation zeigt. Die reproduzierbaren und höhengleichen Übergänge zwischen den Bestandstypen legen den Schluss nahe, dass für das vorgefundene Vegetationsmuster hauptsächlich die Überflutungsdauer verantwortlich ist.

Überflutungsdauer

Um zu überprüfen, ob sich die relative Höhe der Vegetationsübergänge zueinander und zum Wasserspiegel der Elbe im gesamten Deichvorland des untersuchten Elbeabschnitts gleichen, wurden von Geländepunkten mit bekannten NN-Höhen aus Schlauchwaagen-Messungen durchgeführt. Die Messketten folgten den Übergangslinien der Vegetationstypen; in regelmäßigen Abständen wurden Höhenwerte aufgenommen. Den Höhenwerte wurden mit Hilfe von Schlüsselkurvenstatistiken Abflusswerte zugeordnet, die abschließend an Hand von langjährigen Dauerlinienauswertungen in Überflutungsdauern pro Vegetationsperiode (15.04.-15.10.) umgesetzt wurden.

Die untersuchten Vegetationstypen reihen sich in zunehmender Überflutungsdauer von den wechselfrischen Leucanthemo-Rumiceten (0-3 Tage) über wechselfeuchte Leucanthemo-Rumiceten
(4-20 Tage), Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft (21-41 Tage) zu den Phalarideten und Flutrasen an.

Kann das Flusswasser bei Hochfluten ungehindert zu- und abfließen, herrschen also „dynamische Abflussverhältnisse“ vor, so ist die gesamte Höhenamplitude bis zur unteren Verbreitungsgrenze permanenten Grünlandes – mit Ausnahme kleinräumiger Sonderstandorte – von Phalarideten bedeckt; sie entspricht Überflutungsdauern zwischen 42 und 104 Tagen pro Vegetationsperiode.

Verbleibt hingegen das Flutwasser in abflusslosen Senken und Rinnen, also unter „undynamischen Abflussverhältnissen“, so nimmt der Anteil der Flutrasen zu, die unterhalb der Phalarideten vorkommen. Die Phalarideten bedecken dann Standorte, die im Mittel 42-83 Tage überflutet werden, die Flutrasen Standorte mit 84-88 Tagen Überflutung pro Vegetationsperiode. (Da das Wasser nicht abfließen kann, dauert die Überflutung in den Senkenlagen tatsächlich länger an, als die Zahlen es ausdrücken. Insofern sind die Zahlen nur für abflusslose Verhältnisse gültig und können nicht direkt mit den Überflutungsdauern, speziell den Untergrenzen, für dynamische Abflussverhältnisse verglichen werden [vgl. Kap. 4.2.4].)

Die Uberflutungsdauern der untersuchten Vegetationstypen unterscheiden sich bis auf die der Phalarideten und Flutrasen signifikant voneinander (t-Test; α<0,05).

Böden

Wie die Vegetation so weist auch die Profilabfolge der Böden im Deichvorland eine enge Verbindung zur Geländehöhe und der damit in Beziehung stehenden mittleren jährlichen Überflutungsdauer auf. Die Oberbodengehalte an organischer Substanz, an Stickstoff und Phosphat sowie die Leitfähigkeit der Bodenlösung weisen positive Korrelationen auf, sind also als abhängige Variablen der mittleren jährlichen Überflutungsdauer aufzufassen.

Mit Hilfe der abgetäuften Bohrprofile und der chemischen Analysen von Oberbodenproben

(0-30 cm) können den Grünlandgesellschaften, die im Deichvorland vorgefunden wurden, eindeutig verschiedene Bodentypen und spezifische Nährstoffgehalte zugeordnet werden.

Straußampfer-Margeriten-Wiesen (Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori) und Quecken-Wiesenfuchs-schwanz-Bestände (Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft) gedeihen auf Standorten, die über die gesamte Profiltiefe aus sandigen Lehmen bis lehmigen Sanden bestehen. Mit abnehmender Geländehöhe nimmt der Grundwassereinfluss in den Böden – ersichtlich an der geringer werdenden Obergrenze der oxisch-hydromorphen Horizonte – zu; die Profile entsprichen Bodentypen zwischen Norm-Vega und Vega-Gley. Allerdings kann das Grundwasser wegen der Grobporigkeit des Substrates nur gering bis mäßig zur Wasserversorgung der Vegetation beitragen. Die Oberbö[Seite 70↓]den sind in der Regel gut bis sehr gut mit Stickstoff und schwach bis mäßig mit Phosphat versorgt; sie besitzen mittlere bis hohe Gehalte an organischer Substanz.

Die oberen Bodenhorizonte bestehen in den Bohrprofilen, die in Rohrglanzgras-Röhrichten (Phalaridetum arundinaceae) und Flutrasen (Ranunculo-Alopecuretum geniculati) abgetäuft wurden, ebenfalls aus sandigen Lehmen. Im Untergrund sind die Substrate jedoch bindiger. Der Grundwassereinfluss ist bis in Bodentiefen von 20 cm unter Flur erkennbar. In den ausgeprägten Auengleyen reichen die dauerhaft reduzierten Bodenhorizonte (Gr) bis in Bodentiefen von 40-80 cm unter der Geländeoberfläche. Der durchschnittlich geringere Flurabstand des Aquifer und die bindigeren Substrate legen den Schluss nahe, dass das Grundwasser für die Wasserversorgung der Phalarideten und Flutrasen eine wesentlich größeren Rolle spielt als in den höher gelegenen Grünlandbeständen. Die Oberböden weisen infolge des allochthonen Eintrags organischer Substanz und der autochthonen Humifizierung von Bestandsabfall hohe Anteile an organischer Substanz auf.

Grundwasser

An Hand von Dauerlinienstatistiken, die aus dem zur Verfügung stehenden Grundwassermodell gewonnen wurden, lassen sich Aussagen zur Frage formulieren, inwieweit das Grundwasser zur Wasserversorgung der Grünlandvegetation beiträgt.

Die Grundwasserbewegungen im Deichvorland folgen den Wasserspiegelveränderungen der Elbe dynamisch nach, und zwar umso stärker, je näher ein Standort am Fluss liegt. So beträgt an den Geländepunkten, an denen die Bohrprofile abgetäuft wurden, die langjährige Schwankungsam-plitude des Grundwasserspiegels (1964-1998, Tageswerte) zwischen 3,0 und 4,3 Metern. In Senkenlagen, wo eine mächtige und bindige Auenlehmdecke die Bodenoberfläche bildet, die die Grundwasserschwankungen nach oben „dämpft“, sind geringere Amplituden zu verzeichnen als in höheren Geländelagen, deren sandige Bodensubstrate Aquiferbewegungen kaum Widerstand entgegen setzen.

Interessant für die Frage nach der Wasserversorgung ist das Verhältnis von Schwankungen des Grundwasserpotentials und Mächtigkeit der Auenlehmdecke. Nur solange das Grundwasser an der Auenlehmdecke anliegt (= gespanntes Grundwasserpotential), kann kapillarer Wasseraufstieg erfolgen und in den durchwurzelten Bodenraum gelangen. An den ausgewählten Geländepunkten ist dies im Mittel zwischen 0 und 365 Tagen der Fall. Dabei bestehen in den Senkenlagen, die von Phalarideten und Flutrasen bewachsen sind, ständig gespannte Grundwasserverhältnisse. Die Vegetation gerät dort nur dann unter Wassermangel, wenn bei anhaltender Trocknis die Evapotrans-piration in den Beständen die Nachliefung aus dem Grundwasser dauerhaft übersteigt (das ist weniger der Fall bei den tiefer wurzelnden Phalarideten als bei den Flutrasen).

An den Standorten der höheren Geländelagen ist nicht überall eine durchgehende Auenlehmdecke ausgebildet. Wo sie besteht, ist sie an den Beispielpunkten nicht mächtiger als 1,0 m. Gespannte Grundwasserverhältnisse dauern hier in der Vegetationsperiode (vgl. Abflusscharakteristik der Elbe, Kap. 2.5.1) kaum lang genug an, damit kapillar aufgestiegenes Grundwasser die Wurzeln der Pflanzen erreicht.

Zusammenfassend kann gesagt werden, dass das Maß, in dem die Wasserversorgung durch das Grundwasser gesichert wird, mit abnehmender Geländehöhe zunimmt. Hoch gelegene Standorte sind in der Wasserversorgung fast ausschließlich auf Niederschläge und Überflutungen angewiesen. Dabei wirkt die Auenlehmdecke als ein Reservoir, aus dem die Vegetation solange Wasser entnimmt, bis dieses erschöpft ist. Unter der Deckschicht liegende Sande besitzen die Eigenschaft einer „Kapillarsperre“, die auf Grund ihrer Grobporigkeit kapillaren Wasseraufstieg verhindert (vgl. Schwartz 2001).


[Seite 71↓]

Wirkungsgefüge der Standortfaktoren

Mit Hilfe von Kanonischen Korrespondenzanalysen (CCA) und direkten Gradientenanalysen (DCA) wurde nachgewiesen, dass die landwirtschaftliche Nutzung bzw. deren Fehlen die größte Rolle bei der Differenzierung der krautigen Vegetation spielt. Der zweitwichtigste Faktor ist die Überflutungsdauer; als Parameter für deren Beschreibung wurde die mittlere Überflutungsdauer während der Vegetationsperiode verwendet. Die Hierarchie der weiteren untersuchten Standortfaktoren verändert sich mit der Geländehöhe. In hohen Geländelagen ordnen sich die Faktoren in abfallender Bedeutung von Überflutungsdauer >Substrat> Isolation an. In niedrigen Geländehöhen gewinnen die Isolation der Standorte vom Wasserstandsregime der Elbe und die Form der Bewirtschaftung gegenüber dem Oberbodensubstrat an Bedeutung. Die Ergebnisse stimmen mit Geländebeobachtungen überein: Phalarideten gehen in langüberstauten Geländemulden und bei zunehmender Beweidung zu Gunsten von Flutrasen zurück.

Auswahl von Parametern für die Prognose

Auf Grund ihrer überragenden Bedeutung für die Differenzierung der Grünlandvegetation und in Hinsicht auf die Übertragbarkeit der Methodik auf ähnliche Vorhaben, die einen möglichst geringen Einsatz von Mitteln und geringe Messzeiträume fordern, wird die Prognose ausschließlich auf der Überflutungsdauer in der Vegetationsperiode aufgebaut. Berücksichtigt wird ferner, in welchem Maße tiefe Geländelagen vom Wasserstandsregime der Elbe „isoliert“ sind, also „dynamische“ oder „undynamische“ Abflussverhältnisse vorliegen. Alle weiteren Parameter werden, da sie von der Überflutungsdauer abhängige Größen sind, zu ihnen keine adäquaten Flächendaten vorliegen bzw. ihr Einfluss auf die Differenzierung der Vegetation gering ist, nicht in der Prognose berücksichtigt.


[Seite 72↓]

4.3.  Einfluss der Nutzung auf die Vegetation

4.3.1. Vorbemerkungen

Im Untersuchungsgebiet praktizierte Bewirtschaftungsmethoden

In der modernen Landwirtschaft haben sich kombinierte Verfahren aus Mahd und Beweidung durchgesetzt; in der Regel folgen ein bis zwei Schnitten in mehrwöchigem Abstand eine Beweidung, bei der die nicht mehr schnittfähige Phytomasse (zu kleine Sprosslängen, Probleme bei der Trock-nung gegen Ende der Vegegationsperiode) direkt durch das Vieh entnommen wird. So sind auch im Elbtal im Zuge der Intensivierung reine Mähwiesen weitestgehend in Mähweiden umgewandelt worden. Sie stellen hier neben Umtriebsweiden heute den häufigsten Nutzungstyp dar (vgl. Kap. 4.1). Zudem werden nach Bedarf weitere Bearbeitungsgänge, wie das Schleppen oder Walzen im Frühjahr, eingeschaltet, die die Bewirtschaftbarkeit des Grünlandes verbessern sollen.

Den Vorteilen der Mähweide für den Bewirtschafter stehen erhebliche Beeinträchtigungen der wiesentypischen Flora und Fauna gegenüber. Durch den regelmäßigen Wechsel zwischen Beweidung und Mahd können sich weder auf Weiden noch auf Mähwiesen spezialisierte Tier- und Pflanzenarten dauerhaft und in nennenswerter Anzahl etablieren (s. Tab. A-6 im Anhang).

Förderungsinstrumente im Vertragsnaturschutz

Spezielle Förderprogramme seitens der staatlichen Naturschutzstellen zielen darauf ab, durch Bewirtschaftungsauflagen den negativen Auswirkungen der Landwirtschaft auf die Lebensgemeinschaften des Grünlands entgegenzusteuern. Im allgemeinen sind die Richtlinien darauf abgestimmt, einerseits die Bewirtschaftungintensität, die als Hauptursache des Artenrückgangs in der Agrarlandschaft gilt, zu drosseln, andererseits Auflagen so zu setzen, dass angepasste Arten spezifisch davon profitieren. Die betrieblichen Verluste, die in der Hauptsache durch Qualitätsminderung bei verspäteten Schnittterminen sowie die Begrenzung der Viehbesatzdichten entstehen (vgl. Gaußmann 2001), werden durch Fördergelder ausgeglichen. In Tabelle 15 sind die im Untersuchungsgebiet zur Anwendung kommenden Förderrichtlinien des Landes Brandenburg (Ministerium für Umwelt, Naturschutz und Raumordnung des Landes Brandenburg 1998) zusammengefasst.

Aus den Förderrichtlinien geht hervor, dass die Förderprogramme fast ausschließlich auf Ziele des Faunenschutzes und des generellen Erhaltes der Grünlandnutzung abgestimmt sind. Alle Maßnahmen betreffen daher neben dem Verbot der Düngung und der Begrenzung der Viehbesatzdichte nur Beschränkungen des frühest erlaubten ersten Nutzungstermins. Spezielle Aspekte des Pflanzenartenschutzes bzw. des Erhalts und der Entwicklung auentypischer Grünlandtypen, wie z.B. die Beschränkung auf eine Form der Nutzung, sind darin nicht berücksichtigt. Die möglichen Effekte der Maßnahmen auf die Grünlandvegetation sind insofern von vornherein begrenzt.

Fragen und Aufgabenstellungen

Die Ergebnisse der floristischen Erfassung und der Vegetationskartierung (vgl. Kap. 4.1) haben deutlich gemacht, dass die derzeitigen Grünlandbestände, gerade im Deichvorland des Untersuchungsgebiets, unter den bestehenden Standortbedingungen und herrschenden Nutzungsregime stark an Arten verarmt sind. Typische und gefährdete Pflanzen des Auengrünlandes sind nur an wenigen Stellen und in geringer Anzahl anzutreffen. Wird die gegenwärtige Nutzung auf das geplante Rückdeichungsareal angewandt, so ist zu erwarten, dass sich dort nur sehr artenarme, naturschutzfachlich wenig wertvolle Grünlandgesellschaften etablieren werden.


[Seite 73↓]

Tab. 15: Im Untersuchungsgebiet angewandte Förderrichtlinien für die Extensivierung der Grünlandnutzung und ergänzende Vertragsnaturschutzprogramme im Land Brandenburg

Förderrichtlinie/
Vertragsnaturschutz-programm

Ziele

Auflagen/Voraussetzungen

Beihilfe [DM/ha*a]

Kleinflächige Mahd
MUNR*

  • Erhalt und Förderung auf kleinflächige Nutzung angewiesener Vogelarten und Kleinfauna

  1. Größe der Gesamtfläche 20-50 ha
  2. maximale Größe am Stück gemähter Fläche: 6 ha
  3. je ein Viertel der Vertragsfläche ist in 14-tägiger Staffelung ab dem 15.06. zu nutzen
  4. keine Pflegemaßnahmen zwischen 31.03. und 1. Nutzungstermin
  5. i.d.R. kein Umbruch oder Neueinsaat
  6. keine chem.-syth. N-Dünger, Besatzstärke <1,4 GVE/ha, Wirtschaftsdünger (nicht auf überfl.gef. Standorten)
  7. keine Pflanzenschutzmittel
  8. weitere Auflage zur Schnitthöhe, Mahd, Weideführung

  • 300-350

Wiesenbrüterrichtlinie (I-IV) MELF*

  • allgemeine und spezifische Förderung einzelner Limikolenarten nach Monitoring zu Brutbeginn

  1. erster Nutzungstermin nicht vor (I) 15.06., (II) 01.07., (III) 15.07. bzw. (IV) 01.08.
  2. sonst wie Kleinfl. Mahd (4.-8.)

  • 100, 200, 300 bzw. 400

Extensive Grünlandnutzung
MELF

Extensive Grünlandbewirtschaftung (zus. Ausgleich von Bewirtschaftungserschwernissen)
MUNR

  • Erhaltung der Funktionstüchtigkeit der Kulturlandschaft in großflächigen Schutzgebieten

  1. Vertragsfläche >30% der Betriebsfläche
  2. Beweidung mit >0,3 <1,4 GVE/ha
  3. mind. 1 x jährlich nutzen
  4. Nutzung des Aufwuchses zu Futterzwecken
  5. sonst wie Kleinfl. Mahd (4.-8.)

  • 300-600 + bis zu 300

Erschwerte, extensive Bewirtschaftung und Pflege von überflutungsgefährdetem Flussauengrünland
MUNR

  • Erhalt der Nutzung auf ungünstigen, überflutungsgefährdeten Standorten der Flussauen

  1. extensive Nutzung (s.o.) mit und ohne Futternutzung (bei Nutzung nach 30.07.)
  2. Flächenauswahl nach Standortkriterien
  3. keine Düngemittel
  4. mind. 1 x jährlich nutzen
  5. sonst wie Kleinfl. Mahd (4.-8.)

  • 300-500

* MUNR - Ministerium für Umwelt, Naturschutz und Raumordnung des Landes Brandenburg; MELF - Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten des Landes Brandenburg

In den Untersuchungen standen deshalb folgende Fragen im Vordergrund:


[Seite 74↓]

Sukzessionsversuche

Zur Beantwortung dieser Fragen wurden unter den spezifischen Bedingungen des Untersuchungsgebiets, d.h. der Berücksichtigung der jüngeren Nutzungsgeschichte, der Vornutzung, der aktuellen Bewirtschaftungsformen und Vegetation, Nutzungsexperimente durchgeführt. Um deren Ergebnisse auf die geplante Rückdeichungsfläche übertragen zu können, fanden sie im Deichvorland statt und hatten die vier flächenbezogen bedeutsamsten Vegetationstypen des Grünlands zum Gegenstand (vgl. Kap. 3.1.2). Es sollte geklärt werden, wie sich diese Bestände entwickeln, wenn sie, statt wie bisher als Mähweide, alternativ unter zweischüriger Mahd (unter Beibehaltung der Naturschutzauflagen) bewirtschaftet werden.

Hierbei wurden untersucht:

4.3.2. Aktuelle Bewirtschaftungsformen und -intensitäten

Die im Untersuchungsgebiet überwiegend praktizierte Bewirtschaftungsform ist die einschürige Mähweide. In den meisten Fällen erfolgt die Mahd entsprechend den Wiesenbrüterrichtlinien I und II am oder kurz vor dem15. Juni bzw. 30. Juni (vgl. Tab. 15). Spätere Mahdtermine werden seltener realisiert. Die Aufwüchse eignen sich, weil sie zu diesen Zeitpunkten bereits sehr verholzt sind, nur noch für die Heugewinnung und sind für die Silierung weitgehend ungeeignet. Frühere Mahd-termine werden nur auf Flächen durchgeführt, die im Rahmen des sog. „Gänse-Managements“ gefördert werden.

In den vordeichs liegenden Nutzungsversuchen wurde auf den zweischürigen Flächen eine Nutzungsruhe von neun bis elf Wochen eingehalten (vgl. Tab. A-7 im Anhang, oberer Teil). Die Nachbeweidung der Mähweidevarianten war an die Nutzungstermine des bewirtschaftenden Betriebes gebunden. Die Nutzungsruhe zwischen der Mahd und dem Beginn der Beweidung betrug sieben bis zwölf Wochen, im Durchschnitt entsprach sie mit zehn Wochen der der reinen Mahdvariante.

Zwischen den Jahren 1997 und 1998 sind zwei verschiedenen Methoden der Weideführung zu erkennen: Im Jahr 1997 wurden die Rinderherden alle zwei bis drei Wochen umgekoppelt, die Koppeln also als Umtriebsweiden genutzt. Währenddessen wurde 1998 die zuerst beweidete Fläche um eine zweite, eine dritte u.s.w. erweitert, wenn der jeweilige Futtervorrat erschöpft war. Hierdurch wurde die Beweidungsperiode der bearbeiteten Koppeln auf bis zu 13 Wochen ausgedehnt. Diese Form der Weideführung, die wegen der trocknisbedingten Futterknappheit auch im Jahr 1999 praktiziert wurde, entspricht in ihrer Dauer einer Standweide. Generell erfolgt im Untersuchungsgebiet nur eine Nachbeweidung; liegt die erste Nachweideperiode früh und wächst genügend Futter nach, so kann im Herbst ein weiteres Mal beweidet werden.

Auf weiteren untersuchten Flächen im heutigen Deichhinterland (vgl. Tab. A-7, unterer Teil) variierten die genannten Zeiträume (Nutzungsruhe, Beweidungsdauer) viel stärker. Ein Teil der untersuchten Schläge wurde, da sie als Winterweide dienten, außerordentlich lang beweidet.

Die im Deichvorland liegenden Koppeln werden nur in der Vegetationsperiode und bis in den Spätherbst hinein beweidet. Wegen der Gefahr von Hochwässern werden die Tiere für den Winter auf „winterfeste“, d. h. trockene und trittfeste Weiden verbracht, auf denen Futterkonservate zugefüttert werden. Die überwiegende Mehrzahl der Koppeln im hinterdeichs liegenden Teil des Untersuchungsgebiets sind, da sie qualmwasserbeeinflusst sind und die schweren Böden bei anhaltenden Regenfällen morastig werden, ebenfalls nicht als Winterweide geeignet.


[Seite 75↓]

Überwiegend erfolgt die Beweidung mit Fleischrindern der Rassen Salers, verschiedenen Angus-Rassen oder „Gebrauchskreuzungen“ mit weiteren Rinderrassen. Die Herden sind meist 40-60 Kühe stark; zur Herde gehören weiterhin ein Zuchtbulle und die sukzessive geborenen Kälber. Gemäß der extensiven Haltungsmethode verbleiben die auf der Weide geborenen Kälber bis zum Absetzen nach 8-10 Monaten bei den Kühen („Mutterkuhhaltung“). Hieraus ergeben sich aktuelle Besatzdichten von 4-8 GV/ha. Die auf das Jahr bezogenen Besatzstärken liegen in der Regel bei 1,2-1,4 (Gösicke 2000, mdl. Mitt.).

Die Mahd erfolgt mit Scheibenmähwerken und einer Schnittbreite von vier Metern. Die Schnitthöhe beträgt, technisch bedingt, durchschnittlich nur zwei und vier Zentimeter. Nur dort, wo spezielle Richtlinien dies festlegen, kommen in ihrer Schnitthöhe regulierbare Doppelmessermähwerke zu Einsatz; sie schneiden sechs bis zehn Zentimeter hoch über dem Erdboden. Die am Stück gemähten Flächen sind, wo dies nicht anders geregelt ist, zehn bis über 50 Hektar groß. Je nach Art der gewählten Konservierungsmethode folgen weitere Arbeitsgänge der Mahd nach, wie Wenden, Schwaden, Pressen/Häckseln, und der Abtransport des Futters. Das geschnittene Grüngut wird im Untersuchungsgebiet vorwiegend siliert.

Pflegeschnitte erfolgen nur dann, wenn sog. „Weideunkräuter“, besonders Cirsium arvense, für die landwirtchaftliche Nutzung problematisch werden. Die Flächen werden gemäß der Natuschutzauflagen nicht gewalzt oder geschleppt.

4.3.3. Nutzungsexperimente

Nachfolgend sind die Ergebnisse der Nutzungsexperimente (vgl. Kap. 3.1) aus den Versuchsjahren 1997 bis 1999, getrennt nach den untersuchten Vegetationstypen, aufgeführt. Zunächst werden jeweils die an Hand der Hauptkomponentenordinationen (PCA) erkennbaren Trends geschildert. Sie werden anschließend mit Hilfe der Daten aus den Vegetationstabellen, den phänologischen Beobachtungen sowie den Ertragsdaten interpretiert.

Als deutlicher Trend wird angesehen, wenn sich der Bedeckungsanteil einer Art zwischen 1997 und 1999 gerichtet und über mindestens zwei Klassen verändert hat. Bei den phänologischen Vergleichen werden Unterschiede nur dann als deutlich angesehen, wenn sie bei mehreren Arten mit gleicher Tendenz auftreten. Ungleiche Entwicklungsstadien in Bezug auf nur eine Art reichen dazu nicht aus.

Wie die Artenzusammensetzung unterliegen auch die landwirtschaftlichen Erträge starken jährlichen und saisonalen Schwankungen. Generell ist die erntbare Phytomasse, oder „standing crop“ (z.B. Mühlenberg 1989), im ersten Aufwuchs höher als im zweiten. Im Mittel ist ein Verhältnis von zwei Drittel zu einem Drittel anzunehmen. In Jahren mit extremer Sommertrockenheit verschiebt sich es sich weit auf die Seite des ersten Aufwuchses, weshalb dieser für die Gewinnung von Futterkonservaten von besonderer Bedeutung ist. Die Summe der geernteten Phytomassen aus dem ersten und dem zweiten Aufwuchs entspricht der Entnahme bei zweimaligem Schnitt. Bei der Mähweidevariante entspricht der zweite Aufwuchs dem Futterangebot zu Beginn der Beweidung. (An dieser Stelle wird nur das Futterangebot betrachtet, d.h. die Futtermenge, die potentiell von den Tieren entnommen werden kann. – vgl. Kap. 3.1.5 und Gaußmann 2001a).

Die Bewirtschaftungstermine und -zeiträume können Tabelle A-7 im Anhang entnommen werden.

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrische bis halbtrockene Ausprägung (Nutzungsversuch N 1)

Die Pflanzenbestände zwischen den Bearbeitungseinheiten N1.1/1.2 und N1.3/1.4 unterscheiden sich floristisch und standörtlich deutlich voneinander. Erstere werden nachfolgend deshalb als „feuchtere Ausprägung“ und zweitere als „trockenere Ausprägung“ zusammengefasst und voneinander getrennt abgehandelt.

Die Dauerbeobachtungsflächen (DBF) der Mähweide- und der reinen Mahdvariante zeigen in den Juniaufnahmen insgesamt sehr ähnliche Tendenzen. Es lassen sich für den Versuchszeitraum an [Seite 76↓]Hand der Hauptkomponentenordinationen (PCA) keine interpretierbaren Unterschiede in der Entwicklung bis zu ersten Mahdtermin erkennen. Die fluktuativen Veränderungen zwischen 1998 und 1999 sind stark an die Artmächtigkeitsverschiebungen von Poa trivialis (Korrelation mit der ersten Hauptachse r = + 0,82) gebunden; die Art profitierte offensichtlich von der langen winterlichen Überflutung des Standorts.

Den Augustaufnahmen aller DBF ist die gleiche Entwicklungsrichtung entlang der 2. Hauptachse der Ordination gemeinsam, was als Fluktuation innerhalb des betrachteten Zeitraums aufgefasst werden kann: verantwortlich für diese Tendenz sind auf der einen Seite v. a. Taraxacum officinale und Trifolium repens (Abnahme; r = – 0,83 bzw. r = – 0,57), auf der anderen Agrostis tenuis und Rumex thyrsiflorus (Zunahme; r = + 0,70 bzw. r = + 0,59).

Die negative Entwicklungstendenz aller DBF der reinen Mahdvariante im Bezug auf die erste Hauptachse deutet darauf hin, dass diese die Nutzungsform differenziert. Die betreffenden Bestände erscheinen zudem wesentlich geschlossener in ihrer Bewegung als die Mähweidebestände. Alopecurus pratensis und Fallopia convolvulus tragen positiv zu dieser Entwicklung bei, Elytrigia repens negativ.

Auffällig ist, dass die Mähweidefläche N 1.1.3 sich ähnlich entwickelt wie die reinen Mahdflächen. Eine Erklärung dafür könnte sein, dass diese Fläche der Mahdvariante in Bearbeitungsrichtung der Mähmaschinen (alle Beobachtungsjahre) am nächsten liegt, so dass mit den Mähgeräten mittransportierte Diasporen zuerst dorthin verlagert wurden.

Wie zuvor sind auch hier in den Juniaufnahmen keine unterschiedlichen Sukzessionstendenzen zwischen den Behandlungsvarianten nachweisbar. Die fluktuativen Veränderungen zwischen 1998 und 1999 sind wiederum hauptsächlich durch Poa trivialis verursacht. Es zeigt sich jedoch auch eindeutig eine Zunahme anderer Gräser und eine generelle Abnahme der Kräuter in den Beständen. Mit 51 % ist der Erklärungsanteil der ersten Hauptachse an der Gesamtvarianz extrem hoch; sie summiert offenbar die Bestandsfluktuationen.

Die Augustaufnahmen der DBF weisen die selbe Tendenz auf wie die Juniaufnahmen. Es lassen sich keine sukzessionsbedingten Unterschiede zwischen beiden Versuchsgliedern ausmachen. Im Gegensatz zum etwas feuchteren Standort der Bearbeitungseinheiten N 1.1/1.2 geht Poa trivialis zwischen dem ersten und zweiten Bewirtschaftungstermin 1999 nicht vollständig zurück, während – wie dort – Rumex thyrsiflorus in allen Aufnahmen zunimmt. Wiederum ist mit 54 % der Erklärungsanteil der ersten Hauptachse an der Gesamtvarianz extrem hoch; sie ist fasst auch hier offenbar Bestandsfluktuationen zusammen.

Wie Tabelle 16 zeigt, ging in den Juniaufnahmen zwischen 1997 und 1999 auf allen DBF die Anzahl der nachgewiesenen Pflanzenarten zurück. Der Rückgang fiel an den etwas feuchteren Standorten (N 1.1/1.2: - 3,4 bzw. - 3,0 Arten) stärker aus als an den trockeneren (N 1.3/1.4; - 0,7 bzw. 1,6 Arten).

Im Untersuchungszeitraum nahm auf allen Dauerflächen der Bedeckungsanteil von Poa trivialis in den Juniaufnahmen um ein mehrfaches zu, von anfänglich 0-10 % im Jahr 1997 auf 10 bis über 50 % im Jahr 1999. Die Bedeckungsanteile von Trifolium repens sanken im gleichen Zeitraum von durchschnittlich 40 % auf 1 % in N1.3/1.4 bzw. 10 % auf 1% in N1.1/1.2.

Die deutliche Abnahme von Trifolium repens setzt sich in den Augustaufnahmen fort. Auch die Bedeckungsanteile von Taraxacum officinale verringerten sich auf allen DBF deutlich. Poa trivialis kommt nach der Mahd im Juni bei den tockeneren Bodenverhältnissen nicht mehr zur Blüte, sondern überdauert diese Periode mit ihren Rhizomen bzw. in der untersten Krautschicht. Die Art konnte auf den meisten DBF nur 1999 nachgewiesen werden.

Die Bedeckungsanteile von Agrostis capillaris, wie auch von Rumex thyrsiflorus, stiegen zwischen 1997 und 1999 in der Kontrolle von durchschnittlich drei auf 13 % an. Währenddessen fluktuierten deren Vorkommen in der reinen Mahdvariante zwischen 0 und 10 %. Der Bedeckungsanteil beider Arten nahm im zweiten Aufwuchs regelhaft, wenn auch nur leicht, zu.

Deutlich angestiegen ist in der Mahdvariante der Anteil von Fallopia convolvulus: von 4-10 % 1997 auf 20-30 % 1999. Diese Art kommt erst im zweiten Aufwuchs zur vollen Entwicklung. Sie wächst kriechend durch die nun lückigeren Bestände hinduch windet sich an den nicht mehr so wüchsigen bestandsbildenden Gräsern und dem Straußampfer empor.

Wie in den zuvor beschriebenen Beständen zeigt der Straußampfer auch in der trockeneren Ausprägung des Bestandstyps, sowohl in den Juni- als auch in den Augustaufnahmen, einen leichten Bedeckungsanstieg. Hingegen kann für Agrostis capillaris keine eindeutige Tendenz festgestellt werden. Obwohl die Art sehr trocknisresistent ist, stagnierte sie im dürren Sommer 1999 wie alle anderen Gräser und kam nicht mehr zur Blüte.

Der Wiesenfuchsschwanz (Alopecurus pratensis) konnte bei ausschließlicher Schnittnutzung seinen Bedeckungsanteil im ersten Aufwuchs etwa verdoppeln (von durchschnittlich 13 % 1997 auf 28 % 1999 ). Im gleichen Zeitraum nahm der Anteil der Art in der Kontrolle im Mittel 20 % auf 13 % ab. Im zweiten Aufwuchs schwankte die Bedeckung von Alopecurus pratensis zwischen weniger als einem und mehr als 50 %. Dies liegt offenbar daran, dass die Art für ihre Entwicklung eine ausreichende Wasserversorgung (Niederschläge bzw. winterliche Überflutungen) benötigt. Nur im feuchten Sommer 1998 konnte deshalb Alopecurus auch noch im zweiten Aufwuchs große Anteile der Bestände einnehmen. Poa trivialis kann offenbar nur nach langer winterlicher Überstauung und sehr reichem Wasserangebot ihre Konkurrenzkraft voll entfalten und tritt dann opportunistisch auch auf hochgelegenen Vordeichsflächen auf. Wird es trockener, brechen die Bestände wieder zusammen.

Im Vergleich der jeweiligen Versuchsglieder lassen sich für beide Bearbeitungszeitpunkte keine deutlichen Unterschiede in der phänologischen Entwicklung feststellen.

Für deren Beurteilung standen im Juni und im August charakteristische Arten zur Verfügung, die eindrucksvoll den Aspektwechsel in den Beständen wiedergeben: Alopecurus pratensis, Poa pratensis, Poa trivialis, und Taraxacum officinale blühen im ersten Aufwuchs, während Leontodon autumnalis, Rumex thyrsiflorus, Trifolium repens und Fallopia convolvulus den Blühaspekt des zweiten Aufwuchses prägen. Therophyten, wie Erophila verna und Cerastium pumilum, eignen sich für die gewählte Methode kaum, da sie zum ersten Aufnahmezeitpunkt ihre generative Entwicklung bereits abgeschlossen haben, bzw. weil sie nur sporadisch auftreten.

Deutlich erkennbar ist, dass die phänologische Entwicklung zum gleichen Bearbeitungszeitpunkt im Jahr 1998 gegenüber den anderen Untersuchungsjahren bereits weiter fortgeschritten war.

Im Untersuchungszeitraum schwankten die Phytomasseeträge sehr stark. So lagen nach dem langanhaltenden Winterhochwasser und dem feuchten Frühjahr die Erträge im Juni 1999 mehr als doppelt so hoch wie 1997. Ins Gegenteil verkehrten sich die Relationen für den zweiten Aufwuchs: durch die anhaltende Trockenheit des Sommers 1999 verdorrten die zweiten Aufwüchse, ihre Masse betrug nur 10-20 % der Juni-Ernte


[Seite 78↓]

Tab. 16: Nutzungsversuch N 1 – Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrische bis halbtrockene Ausprägung: syndynamisches Verhalten der bestandsbildenden Pflanzenarten, Entwicklung der Bestandsstruktur und Trockenmasseerträge zwischen 1997 und 1999. (N1.1 und N1.2 = feuchtere Auspägung; N1.3 und 1.4 = trockene Ausprägung; es bedeuten: ++ sehr starke Zunahme, - deutliche Abnahme, - - sehr starke Abnahme)

syndynamisches Artenverhalten

 

N1.1 (Mähweide)

N1.2 (2xMahd)

N1.3 (2xMahd)

N1.4 (Mähweide)

  

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

progressiv:


Agrostis capillaris
Poa trivialis ++
Rumex thyrsiflorus

 

Poa pratensis
Poa trivialis ++

Fallopia convolvulus

Alopecurus pratensis
Rumex thyrsiflorus
Poa trivialis ++

 

Rumex thyrsiflorus

Poa trivialis ++

nicht bewertet

- hinzukommend und bleibend
- Artmächtigkeit zunehmend

indifferent:


Alopecurus pratensis
Poa pratensis
Elytrigia repens
Taraxacum officinale
Cerastium holosteoides
Leontodon autumnalis
Erophila verna
Veronica arvensis
Cerastium pumilum
u.a.

Alopecurus pratensis
Poa pratensis
Rumex thyrsiflorus
Agrostis capillaris
Leontodon autumnalis
Elytrigia repens
u.a.

Alopecurus pratensis
Elytrigia repens
Rumex thyrsiflorus
Agrostis capillaris
Cerastium holosteoides
Leontodon autumnalis
Fallopia convolvulus
Erophila verna
Veronica arvensis
Cerastium pumilum
u.a.

Alopecurus pratensis
Poa pratensis
Rumex thyrsiflorus
Agrostis capillaris
Leontodon autumnalis
Elytrigia repens
u.a.

Poa pratensis
Taraxacum officinale
Cearstium holosteoides
Agrostis capillaris
Leontodon autumnalis
Veronica arvensis
Lolium perenne
Cerastium pumilum
Erophila verna
Elytrigia repens
u.a.

Alopecurus pratensis
Poa pratensis
Rumex thyrsiflorus
Agrostis capillaris
Leontodon autumnalis
Elytrigia repens
Lolium perenne
Achillea millefolium
u.a.

Alopecurus pratensis
Poa pratensis
Taraxacum officinale
Cearstium holosteoides
Agrostis capillaris
Leontodon autumnalis
Veronica arvensis
Lolium perenne
Cerastium pumilum
Erophila verna
Achillea millefolium
Plantago lanceolata
Elytrigia repens
u.a.

nicht bewertet

- ohne Tendenz
- kurzzeitig auftretend
- Artmächtigkeit gleichbleibend

regressiv:

Trifolium repens - -

Trifolium repens –
Taraxacum officinale - -

Trifolium repens - -
Taraxacum officinale

Trifolium repens –
Taraxacum officinale - -

Trifolium repens - -

Trifolium repens –
Taraxacum officinale - -

Trifolium repens - -

nicht bewertet

- verschwindend
- Artmächtigkeit abnehmend

Bestandstruktur

 

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

Artenanzahlen

 

13,7

13,0

10,3

10,0

9,7

11,7

14,3

15,0

11,3

11,3

12,0

11,0

13,7

15,3

13,0

9,7

11,0

10,3

16,3

16,0

14,7

/

11,7

11,7

mittlere Bodenbedeckung [%]

ges.

98

100

98

99

100

77

97

100

99

99

67

72

99

100

98

97

99

42

99

100

98

/

99

53

 

K1

1

1

6

0

1

0

2

1

8

1

1

2

1

2

5

>0

1

0

1

1

3

/

1

3

 

K2

20

21

30

2

3

2

22

7

45

5

2

0

10

12

23

1

3

2

7

8

23

/

4

0

 

K3

74

74

62

94

93

74

71

86

46

89

63

70

87

85

70

76

93

39

87

89

72

/

89

51

 

Streue

3

4

1

3

3

15

3

7

0

4

1

24

1

1

1

18

3

40

3

2

1

/

5

32

 

Boden

2

0

2

1

1

8

3

0

1

1

0

5

1

0

1

3

0

18

1

0

1

/

1

15

mittlere Höhe [cm]

K1

80

90

113

.

92

.

82

88

121

75

60

78

82

86

109

70

84

.

80

82

106

/

73

77

 

K2

48

63

82

77

52

75

50

65

89

42

35

.

47

59

80

50

38

65

48

57

79

/

43

.

 

K3

20

35

41

28

32

29

23

36

46

22

18

27

25

33

42

22

20

20

25

34

38

/

20

22

 

Streue

2

2

1

3

2

5

2

1

.

2

1

6

2

2

1

4

3

12

1

1

1

/

2

8

mittlere Trockenmasseerträge [dt TM/ha]

29,0

35,3

56,1

/

27,5

7,24

25,9

33,5

62,6

17,9

 

12,0

27,1

29,0

57,0

13,6

23,4

4,1

23,1

30,0

64,4

/

21,9

5,4


[Seite 79↓]

Die Trockenmasseerträge beider Ernten zusammen (Juni + August) betrugen im Jahr 1997 durchschnittlich 42 dt/ha, 1998 57 dt/ha und 1999 67 dt/ha.

Innerhalb der feuchteren Ausprägung stieg die Phytomasseproduktion in der reinen Mahdvariante (N 1.2) von 61 dt/ha 1998 auf 75 dt/ha deutlich an. Hingegen wurden auf den Kontrollflächen sowohl im Jahr 1998 als auch im Jahr 1999 63 dt/ha gemessen. Den größten Anteil daran hat der erste Aufwuchs. Bei diesem waren die reinen Mahdbestände sowohl in der obersten wie auch den weiteren Krautschichten deutlich höher aufgewachsen als die Bestände der Kontrollflächen.

In der trockeneren Ausprägung lag die Phytomasseproduktion beider Versuchsvarianten im Jahr 1998 mit jeweils 52 dt/ha noch gleich hoch. 1999 lag die Produktivität der Mähweidevariante mit 70 dt/ha deutlich über der der reinen Mahdvariante, die 61 dt/ha erbrachte. Die Bestandesstrukturen beider Varianten wiesen hingegenen keine deutlichen Unterschiede auf.

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeuchte bis wechselfrische Ausprägung (Nutzungsversuch N 2.1/2.2)

Im Untersuchungszeitraum zeigen die Dauerflächen der reinen Mahdvariante und der Kontrolle bezogen auf den ersten Aufwuchs die gleichen Entwicklungstendenzen. Es lassen sich kaum merkliche bewirtschaftungsbedingte Unterschiede feststellen. Allein die schwache Gruppierung der Aufnahmen der jeweils gleichen Behandlungsvariante 1999 deutet auf eine beginnende unterschiedliche Entwicklungstendenz hin.

Allerdings sind die Fluktuationsbewegungen stark; sie verlaufen zwischen 1997 und 1998 gleichermaßen negativ zur ersten und positiv zur zweiten Hauptachse. Dafür verantwortlich sind in erster Linie starke Rückgänge im Bedeckungsanteil der Quecke (außer 2.1.1; Korrelation von Elytrigia repens mit der ersten Hauptachse r = + 0,91) und starke Zunahmen bei Agrostis capillaris
(r = - 0,90).

Die Entwicklungsrichtung zwischen 1998 und 1999 geschieht sehr geschlossen und negativ zur zweiten Haupachse gerichtet, die floristischen Unterschiede zwischen den Dauerflächen verringern sich. Den größten Anteil an dieser Tendenz haben Poa pratensis (Korrelation mit der zweiten Hauptachse r = - 0,77), Alopecurus pratensis (r = - 0,77) und Poa trivialis (r = - 0,93).

Die Ordinationsdiagramm zeigt, dass im zweiten Aufwuchs schon die anfängliche floristische Zusammensetzung beider Versuchsglieder geringfügig verschieden war. Ihre Entwicklungstendenzen unterscheiden sich deutlich voneinander; die einzelnen DBF innerhalb der Varianten zeigen sich in ihrer Tendenz gleichgerichtet und in ihrer floristischen Zusammensetzung sehr ähnlich.

Die Dauerflächen der Kontrolle zeigen zwischen 1997 und 1999 nur geringe und ungerichtete Veränderungstendenzen. Hingegen tendieren die DBF der reinen Mahdvariante über die Versuchsjahre gerichtet und negativ zur ersten Hauptachse. Sie zeigen sich in ihrer floristischen Zusammensetzung und den Bedeckungsanteilen (entsprechend dem Punktabstand) außerordentlich geschlossen. Dafür ist fast allein Agrostis capillaris verantwortlich; es ist mit r = - 0,99 mit der ersten Hauptachse korreliert.

In allen Aufnahmen nahm der Bedeckungsanteil der Quecke (Elytrigia repens) fluktuationsbedingt sehr stark ab; betrug er 1997 noch durchschnittlich 56 % , so waren es 1999 nur noch 7 %. Im [Seite 80↓]gleichen Zeitraum wuchsen die Bedeckungsanteile von Agrostis capillaris von 7 % auf 54 % und von Poa trivialis von 16 % auf 32 % an. Allerdings ist die Bedeckung mit Poa trivialis, wie dies schon in der wechselfrischen bis halbtrockenen Ausprägung festgestellt wurde, größeren Schwankungen unterworfen.

Nur im Bezug auf das Vorkommen von Rumex thyrsiflorus weisen die beiden Versuchsvarianten unterschiedliche Tendenzen auf: in der Mähweidevariante nimmt sie deutlich zu (1997 durchschnittlich 6 %, 1999 30 %), während sie in der Kontrolle von gleichem Niveau 1997 (7 %) auf
3 % im Jahr 1999 abnahm.

Die Artenanzahlen blieben im gesamten Untersuchungszeitraum konstant; sie lagen in der reinen Mahdvariante etwas höher als in der Kontrolle.

Auf den DBF der reinen Mahdvariante hat Agrostis capillaris im Versuchszeitraum Elytrigia repens als bestandsdominierendes Gras abgelöst. Agrostis nahm von durchschnittlich 13 % im Ausgangsjahr 1997 auf 70 % im Jahr 1999 zu; in der gleichen Zeit sank der Bedeckungsanteil der Quecke von 27 % auf 10 % ab.

In allen DBF nahm der Bedeckungsanteil von Alopecurus pratensis im zweiten Aufwuchs von 14 % auf 2 % ab.

Wie schon in den Juniaufnahmen zeigte der Strauß-Ampfer (Rumex thyrsiflorus) in der Kontrolle zunehmende Tendenz (von 8 % auf 30 %), während er bei zweischüriger Mahd abnahm (von 6 % auf 2 %).

Es läßt sich im Vergleich der Aufnahmen beider Bearbeitungszeitpunkte des Jahres 1999 kein deutlicher phänologischer Unterschied der reinen Mahdvariante gegenüber der Kontrolle erkennen. Allenfalls in den Juniaufnahmen können bei Alopecurus pratensis, Poa trivialis, Poa pratensis und Glechoma hederacea leichte Vorsprünge der zweischürigen Bestände gesehen werden. Sie lassen sich jedoch nicht sicher von zufälligen Effekten trennen, die durch die Klassifizierung der Aufnahmedaten entstehen können.

Wie an der Auswahl der Arten in generativen Stadien zu sehen ist, zeigt die wechselfrische bis wechselfeuchte Ausprägung des Leucanthemo-Rumicetum auffällige Aspektwechsel. Die für den ersten und den zweiten Aufwuchs typischen Pflanzenarten decken sich weitestgehend mit denen der wechselfrischen bis halbtrockenen Ausprägung der Gesellschaft. Hinzu treten Poa palustris, Glechoma hederacea und andere Wechselfeuchtezeiger.

Leucanthemo-Rumiceten der feuchteren Standorte sind sehr produkive Bestände. Die Gesamterträge (erster + zweiter Aufwuchs) betrugen in den drei Versuchsjahren zwischen 66 und 85 dt TM/ha. Bei zweischüriger Mahd entwickelten die Bestände deutlich höhere Gesamterträge. Sie lagen für 1998 und 1999 jeweils mehr als 10 dt höher als in der Kontrolle, was sich ebenfalls an den größeren Wuchshöhen ablesen läßt.

Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft (Nutzungsversuch N 2.3/2.4)

Die DBF der beiden Versuchsglieder zeigen in den Juniaufnahmen nach der Nutzungsumstellung zunächst sehr verschiedenen Tendenzen, die sich keiner der Behandlungsvarianten zuordnen lassen. Erst im zweiten Versuchsjahr beginnen sich die Flächen unterschiedlich zu entwickeln. Während sich der reinen Mahdparzellen positiv zur zweiten Hauptachse bewegen, tendieren die Kontrollflächen-Aufnahmen eher positiv zur ersten Hauptachse. Allen Aufnahmen gemein ist über den Untersuchungszeitraum stattfindende Veränderung, die der ersten Ordinationsachse positiv folgt. Sie wird in der Hauptsache durch Bedeckungsveränderungen von Elytrigia repens (Abnahme; Kor-


[Seite 81↓]

Tab. 17: Nutzungsversuch N 2 – Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeuchte bis wechselfrische Ausprägung, und Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft: syndynamisches Verhalten der bestandsbildenden Pflanzenarten, Entwicklung der Bestandsstruktur und Trockenmasseerträge zwischen 1997 und 1999. (N2.1 und N2.2 = Leucanthemo-Rumicetum; N2.3 und 2.4 = Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft;es bedeuten: ++ sehr starke Zunahme, - - sehr starke Abnahme)

syndynamisches Artenverhalten

 

N2.1 (Mähweide)

N2.2 (2xMahd)

N2.3 (2xMahd)

N2.4 (Mähweide)

  

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

progressiv:


Rumex thyrsiflorus

Poa pratensis
Rumex thyrsiflorus

 

Agrostis capillaris ++
Glechoma hederacea

Poa palustris

Poa palustris ++

Alopecurus pratensis
Poa palustris

Poa palustris ++

- hinzukommend und bleibend

- Artmächtigkeit zunehmend

indifferent:


Alopecurus pratensis
Poa palustris
Poa trivialis
Poa pratensis
Agrostis capillaris
Glechoma hederacea
Lathyrus pratensis
Lysimachia nummularia
Poa palustris
Vicia cracca
u.a.

Elytrigia repens
Poa palustris
Poa trivialis
Vicia cracca
Agrostis capillaris
Glechoma hederacea
Lathyrus pratensis
Taraxacum officinale
Lysimachia nummularia
Trifolium repens
u.a.

Alopecurus pratensis
Poa pratensis
Poa trivialis
Agrostis capillaris
Glechoma hederacea
Lathyrus pratensis
Lysimachia nummularia
Vicia cracca
Poa palustris
Festuca pratensis
Taraxacum officinale
u.a.

Poa palustris
Poa pratensis
Poa trivialis
Vicia cracca
Rumex thyrsiflorus
Lathyrus pratensis
Taraxacum officinale
Lysimachia nummularia
Festuca pratensis
Trifolium repens
Ranunculus repens
u.a.

Alopecurus pratensis
Poa trivialis
Poa pratensis
u.a.

Alopecurus pratensis
Poa trivialis
u.a.

Phalaris arundinacea
Poa trivialis
Poa pratensis
u.a.

Elytrigia repens
Alopecurus pratensis
Poa trivialis
Phalaris arundinacea
u.a.

- ohne Tendenz

- kurzzeitig auftretend

- Artmächtigkeit gleichbleibend

regressiv:


Elytrigia repens - -

Alopecurus pratensis

Elytrigia repens - -
Rumex thyrsiflorus

Elytrigia repens
Alopecurus pratensis

Elytrigia repens - -

Elytrigia repens - -

Elytrigia repens - -

 

- verschwindend

- Artmächtigkeit abnehmend

Bestandsstruktur

 

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

Artenanzahlen

 

12,0

9,3

11,3

11,7

11,0

15,0

13,7

13,7

13,7

17,0

15,7

16,7

4,0

5,3

6,0

5,3

4,7

5,7

5,7

8,7

6,7

7,7

4,7

6,0

mittlere Bodenbedeckung [%]

ges.

100

100

99

99

97

86

100

100

98

99

97

83

99

100

95

100

100

76

100

100

95

99

99

76

 

K1

1

1

1

2

2

2

1

1

2

4

>0

1

4

5

13

0

>0

0

4

15

15

0

0

0

 

K2

53

20

56

36

0

0

72

23

47

62

>0

>0

95

92

82

95

90

0

94

81

80

3

23

3

 

K3

46

75

41

60

91

87

26

74

50

31

90

82

0

0

0

0

0

76

0

0

0

83

74

73

 

Streue

1

4

1

1

5

11

1

1

1

2

6

12

1

3

3

5

6

16

2

4

3

10

2

19

 

Boden

0

0

1

1

3

3

0

0

1

1

3

5

0

1

3

1

0

8

0

0

2

1

1

5

mittlere Höhe [cm]

K1

95

83

105

97

89

99

92

86

104

115

95

95

98

90

117

.

97

.

98

95

114

.

.

.

 

K2

65

59

77

50

.

.

65

57

79

58

59

61

62

57

73

56

51

40

58

55

72

60

48

50

 

K3

32

31

38

27

33

28

22

33

37

40

36

33

.

.

40

.

.

34

.

.

.

37

23

33

 

Streue

1

5

1

9

1

8

1

2

1

6

1

7

2

4

1

2

1

7

1

5

1

1

1

8

mittlere Trockenmasse-erträge [dt TM/ha]

47,4

33,1

58,6

39,7

26,4

12,6

49,2

46,6

67,2

32,7

15,8

14,5

47,8

40,8

59,0

34,2

26,2

15,3

45,1

38,2

43,3

26,6

24,4

18,5


[Seite 82↓]

relation mit der ersten Hauptachse r = - 0,97) und Alopecurus pratensis (Zunahme: r = 0,85) bewirkt.

Im Ordinationsdiagramm der Augustaufnahmen zeigen die Mahdflächen N 2.3.2 und 2.3.3 eine gleichgerichtete Entwicklungstendenz und Ähnlichkeit im Bestand. N 2.3.1 zeigt zwar die gleiche Tendenz, ist aber den Kontrollflächen in ihrem Artenbestand ähnlicher. Die Kontrollflächen fluktuieren hingegen stark; sie zeigen keine eindeutige Veränderungstendenz.

In den untersuchten Quecken-Fuchsschwanzbeständen kam es im Versuchszeitraum zu massiven Umschichtungen in der Artmächtigkeit der bestandsbildenden Gräser. Der Bedeckungsanteil von Elytrigia repens sank in den Juniaufnahmen unabhängig von der Bewirtschaftung von durchschnittlich 80 % auf 14 %. Gleichzeitig stiegen die Bedeckungsanteile von Alopecurus pratensis von 30 % auf 58 % und von Poa palustris von 7 % auf 22 % an. Die letztgenannten Arten profitierten jedoch in beiden Versuchsgliedern unterschiedlich stark: Während der Bedeckungsanstieg von Poa palustris auf den reinen Mahdflächen stärker war (N 2.3: von 5 % auf 30 % ; N 2.4 von 4 % auf
13 %), kam Alopecurus stärker in den Mähweideflächen auf (N 2.3: von 36 % auf 43 %; N 2.4: von 23 % auf 73 %).

Im zweiten Aufwuchs ist nur in der Mahdvariante eine deutliche Reduktion des Quecken-Anteils zu beobachten, er sank im Untersuchungszeitraum im Mittel von 60 % auf 26 %. Die Bedeckungsanteile von Alopecurus pratensis blieben etwa auf gleichem Niveau, während die Bedeckungsanteile von Poa palustris auf allen Dauerflächen stark anstiegen; sie betrugen 1997 durchschnittlich 6 %, 1999 18 %.

Die Zusammensetzung der artenarmen Bestände veränderte sich nicht. Neben den bestandsbildenden Grasarten Elytrigia repens, Alopecurus pratensis, Poa palustris und Phalaris arundinacea spielten weitere Arten nur eine untergeordnete Rolle und konnten sich in der Regel nicht dauerhaft in den Beständen etablieren.

Die phänologischen Aufnahmen lassen keine Unterschiede in der Entwicklung der verschieden bewirtschafteten Dauerflächen erkennen.

Gemäß der Dominanz weniger Gräser sind die Bestände in der Regel nur ein- bis zweischichtig aufgebaut. In der Obergrasschicht finden sich Quecke, Wiesen-Fuchsschwanz und Rohrglanzgras, in der mittleren Krautschicht ausschließlich Rispengräser. Die Bestandsbildner stehen dabei sehr dicht und sind so schnellwüchsig, dass kaum Bestandslücken vorhanden sind, die Diasporen eindringender Arten günstige Keimungsbedingungen bieten könnten.

In ihrer Produktivität liegen die Quecken-Fuchsschwanz-Bestände etwa gleichauf mit den wechselfeuchten Straußampfer-Wiesen. Die in den Versuchsjahren gemessenen Gesamterträge lagen zwischen 63 und 82 dt TM/ha. Die Dauerflächen der reinen Mahdvariante erbrachten im Durchschnitt neun Dezitonnen höhere Trockenmasse-Erträge.

Phalaridetum arundinaceae (Nutzungsversuch N 3)

Das Rohrglanzgras nimmt in allen Beständen in der Regel zwischen 80 % und fast 100 % der Gesamtbedeckung ein. Alle weiteren Arten stehen dahinter weit zurück. Die hohen Bedeckungsgrade beim Rohglanzgras würden die Ordinationsergebnisse nach der üblichen Gewichtung für die Ordination, d.h. nach Umsetzung in die untenstehende Rangskala, sehr stark beeinflussen und geringere Artmächtigkeitsverschiebungen der anderen Arten „überdecken“. Deshalb wurden die Rangdaten einer Quadratwurzel-Transformation unterzogen. Sie verringert das Maß, in dem die Ordi[Seite 83↓]nation von hochbedeckenden Arten, in diesem Fall Phalaris, beeinflusst wird. Gleichzeitig hebt sie Veränderungen bei den geringermächtigen Arten deutlicher hervor (s. Tab. 18).

Die folgende Tabelle zeigt die veränderten Gewichtungen.

Tab. 18: Veränderte Bedeutungswerte nach einer Quadratwurzel-Transformation.

Londo-Skala

.

.1

.2

.3

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

Rangskala

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

transformierte Rangwerte [x0,5]

0

1

1,41

1,73

2

2,24

2,45

2,65

2,83

3

3,16

3,31

3,46

3,61

3,74

Im Ordinationsdiagramm der Juniaufnahmen ist für alle Dauerflächen der reinen Mahdvariante insgesamt eine stärkere Tendenz positiv zur zweiten Hauptachse zu erkennen als bei den Kontrollflächen. Besonders trifft dies für die Flächen N 3.1.1, N 3.2.1 und N 3.2.2 zu. Dafür verantwortlich sind Bedeutungszunahmen für Urtica dioica (Korrelation mit der zweiten Hauptachse

r = + 0,49), Lychnis flos-cuculi (r = + 0,58), Galium palustre (r = + 0,58) sowie Glechoma hederacea (r = + 0,72).

Im zweiten Jahr kommt eine Tendenz positiv zur ersten Hauptachse hinzu. Sie kann als fluktuative Veränderung gewertet werden, da sie die Mehrzahl der Dauerflächen beider Behandlungsvarianten gleichermaßen betrifft. Es handelt sich dabei um Verschiebungen in den Anteilen der bestandsbildenden Gräsern: Phalaris arundinacea (Korrelation mit der ersten Hauptachse r = - 0,83) nimmt zu Gunsten von Elytrigia repens (r = + 0,63), Poa palustris (r = + 0,82) und Poa trivialis
(r = + 0,77) ab.

Im Ordinationsdiagramm der Augustaufnahmen zeigen alle Dauerflächen zwischen 1997 und 1998 zunächst eine Verschiebung negativ zur zweiten Hauptachse, die jedoch bei den zweischürig gemähten Flächen erheblich stärker ausfällt. Schon hier deutet sich eine ungleiche Entwicklung an. Auch zwischen 1998 und 1999 kam es zu starken Veränderungen. Sie äußern sich in erster Linie durch eine Bewegung positiv zur ersten Hauptachse. Da sie die beiden Versuchsvarianten in gleicher Weise erfassen, werden sie als Fluktuation aufgefasst. Im Bezug auf die beteiligten Arten gleichen die Ergebnisse den Juniaufnahmen.

Auf allen Dauerflächen nahm im Untersuchungszeitraum der Bedeckungsanteil von Rohrglanzgras im Durchschnitt von 90 % auf 74 % ab. Zugenommen haben in der gleichen Zeit Galium palustre, Poa palustris undPoa trivialis. Dabei ergaben sich 1999 die größten Veränderungen.

Zwischen 1997 und 1999 konnten sich in den reinen Mahdflächen v.a. Lychnis flos-cuculi und Glechoma hederacea etablieren und ihren Bedeckungsanteil teilweise erhöhen.

Im zweiten Aufwuchs sind die schon in den Juniaufnahmen festgestellten Entwicklungen noch deutlicher, was darauf hindeutet, dass die Veränderungen noch fortschreiten werden. Lychnis flos-cuculi kommt ausschließlich nur in den ausschließlich gemähten Flächen vor. Glechoma hederacea kommt ebenfalls in allen diesen Flächen vor und hat seinen Bedeckungsanteil auf durchschnittlich
6 % erhöht. Währenddessen kommt die Art nur auf zwei der Kontrollflächen vor und dort auch nur mit maximal 1 % Anteil an der Bedeckung. Als dritte vom Schnitt profitierende Art hat sich der Wasserdarm (Myosoton aquaticum) auf allen reinen Mahdparzellen eingefunden.


[Seite 84↓]

Tab. 19: Nutzungsversuch N 3 – Phalaridetum arundinaceae: syndynamisches Verhalten der bestandsbildenden Pflanzenarten, Entwicklung der Bestandsstruktur und Trockenmasseerträge zwischen 1997 und 1999. (Es bedeutet: ++ - sehr starke Zunahme)

syndynamisches Artenverhalten

 

N3.1/3.2

N3.3/3.4

  

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Aufwuchs (August)

progressiv:

Galium palustre
Poa palustris
Poa trivialis
Lychnis flos-cuculi
Glechoma hederacea

Ranunculus repens
Glyceria maxima
Urtica dioica
Lychnis flos-cuculi ++
Glechoma hederacea ++
Myosoton aquaticum ++
Elytrigia repens

Galium palustre
Poa palustris
Poa trivialis
Glyceria maxima

Ranunculus repens
Glyceria maxima
Urtica dioica
Myosoton aquaticum
Elytrigia repens
Trifolium repens

- hinzukommend und bleibend

- Artmächtigkeit zunehmend

indifferent:

Phalaris arundinacea (N3.1)
Ranunculus repens
Glyceria maxima
Polygonum amphibium
Alopecurus geniculatus
u.a.

Galium palustre
Poa palustris
Poa trivialis
Polygonum amphibium
Alopecurus geniculatus
Rorippa palustris
Rorippa sylvestris
Stellaria media
u.a.

Ranunculus repens
Polygonum amphibium
Alopecurus geniculatus
u.a.

Galium palustre
Poa palustris
Poa trivialis
Polygonum amphibium
Alopecurus geniculatus
Rorippa palustris
Rorippa sylvestris
Stellaria media
u.a.

- ohne Tendenz
- kurzzeitig auftretend
- Artmächtigkeit gleichbleibend

regressiv:

Phalaris arundinacea (N3.2)

Phalaris arundinacea

Phalaris arundinacea

Phalaris arundinacea

- verschwindend
- Artmächtigkeit abnehmend

Bestandsstruktur

 

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

1997

1998

1999

Artenanzahlen

 

7,8

8,8

9,3

9,0

8,5

12,3

6,5

6,7

7,8

6,8

7,3

12,0

mittlere Bodenbedeckung [%]

ges.

98

100

99

100

99

95

100

100

92

99

99

92

 

K1

50

56

43

25

55

0

49

41

25

21

0

0

 

K2

34

23

43

55

26

56

30

39

42

47

60

54

 

K3

10

18

13

16

16

39

18

17

26

22

33

39

 

Streue

5

3

0

2

3

2

2

6

4

10

7

4

 

Boden

2

0

1

1

1

3

1

0

3

1

1

4

mittlere Höhe [cm]

K1

108

142

119

72

95

.

120

146

113

148

.

.

 

K2

70

88

80

58

41

59

73

86

81

81

79

65

 

K3

31

37

38

29

23

30

36

49

46

42

36

32

 

Streue

3

2

1

3

1

1

2

6

4

26

2

2

mittlere Trockenmasse-Erträge [dt TM/ha]

43,4

53,0

93,3

42,1

45,6

31,9

40,0

52,5

60,8

54,0

43,7

30,7

Fluktuationsbedingt tritt wie im Juni so auch im August Phalaris in seinem Bedeckungsanteil v.a. zu Gunsten anderer Obergräser, wie Poa palustris, P. trivialis, Elytrigia repens und Glyceria maxima, in seiner Bedeckung zurück.

Sowohl in den Juni- als auch in den Augustaufnahmen der Jahre 1998 und 1999 zeigen die Dauerflächen, die zweischürig bewirtschaftet wurden, einen merklichen phänologischen Vorsprung gegenüber den Kontrollflächen. Am deutlichsten werden die Unterschiede durch die Entwicklung von Galium palustre wiedergegeben. Auffällig sind aber auch Alopecurus geniculatus (Juni 1999) und sowie Poa palustris (August 1998 und 1999). Arten, die nicht auf allen Flächen anzutreffen sind oder zu sporadisch vorkommen, z. B. Stellaria media, eignen sich kaum für den Vergleich des phänologischen Entwicklungsstandes zwischen den Behandlungsvarianten.

Die Rohrglanzgras-Röhrichte sind die ertragsstärksten Bestände des Deichvorlandes; sie erbrachten im Untersuchungezeitraum Trockenmasseerträge zwischen 86 und 125 dt/ha.


[Seite 85↓]

Die Erträge in der reinen Mahdvariante nahmen von 86 dt/ha 1997 über 99 dt/ha 1998 auf 125 dt/ha im Jahr 1999 zu. Währenddessen blieb der durchschnittliche Ertrag auf den Mähweideflächen über die Versuchsjahre konstant (1997: 94 dt/ha; 1998: 96 dt/ha und 1999: 91 dt/ha).

Die höheren Erträge sind nicht an Hand der maximalen Wuchshöhen nachzuvollziehen. Betrachtet man jedoch den Bedeckungsanteil der einzelnen Schichten, so fällt auf, dass die oberste Krautschicht (K1) in den reinen Mahdflächen einen deutlich höheren Anteil besitzen als in der Kontrolle (z. B. Juni 1998: 56 % zu 41 %; Juni 1999: 43 zu 25 %). Die Bestände wirkten deshalb allein optisch wesentlich homogener.

4.3.4. Fazit

Aktuelle Bewirtschaftung des Grünlandes im Untersuchungsgebiet

Das Untersuchungsgebiet, inklusive des Rückdeichungsareals, wird heute zum weit überwiegenden Teil unter Naturschutzauflagen bewirtschaftet. Die im Land Brandenburg geförderten Auflagen zielen in der Hauptsache darauf ab, gefährdete Tierarten der Agarlandschaft, besonders wiesenbrütende Limikolen und Singvögel, zu schützen. Um das Brutgeschäft der Vögel nicht zu behindern, liegt auf den Grünlandflächen des Untersuchungsgebiets der erste Nutzungstermin nur selten vor dem 15. Juni. Diese erste Nutzung wird zumeist als Mahd zur Gewinnung von Grassilage durchgeführt.

Nach einer Ruheperiode von sieben bis zwölf Wochen werden die Grünlandflächen mit Fleischrindern in Mutterkuhhaltung nachbeweidet. Die Weideführung geschieht, angepasst an die – witterungsbedingten – betrieblichen Erfordernisse von Jahr zu Jahr verschieden. Es können mehr zur Standweide oder mehr zur Umtriebsweide tendierende Verfahren unterschieden werden. Die Dauer der Beweidung kann dabei zwischen wenigen Tagen und mehreren Monaten schwanken.

Im Vergleich zu standörtlich ähnlichen Grünlandarealen in der niedersächsischen Elbtalaue, die bereits seit mehr als 20 Jahren unter strengen Naturschutzauflagen bewirtschaftet werden, zeigt sich das Untersuchungsgebiet sowohl an typischen Pflanzengesellschaften der (Feucht-)Wiesen wie auch charakteristischen Pflanzenarten des Auengrünlandes verarmt. Im Gegensatz zu den in Brandenburg gültigen Naturschutzauflagen orientieren sich die Reglements in Niedersachsen an historischen Bewirtschaftungsformen: sie regeln nicht nur die frühesten Nutzungstermine, sondern auch die Art der Nutzung und deren Ausschließlichkeit.

Als Ursachen für die aus vegetationskundlich-naturschutzfachlicher Sicht ungünstige Bestandssituation können die verbreitet betriebene Mähweidenutzung und die intensive Melioration (der hinterdeichs liegenden Nutzflächen) angenommen werden.

Alternative Bewirtschaftungsformen - Ergebnisse der Nutzungsversuche

In dreijährigen Nutzungsversuchen wurde überprüft, wie die vier im rezenten Deichvorland häufigsten Grünlandtypen auf eine alternative Bewirtschaftung reagieren. Als solche wurde eine zweischürige Mahd ausgewählt, die sich historischen Nutzungsvorbildern orientiert und aus naturschutzfachlicher Sicht als erfolgversprechend erschien, um die Artendiversität in den Beständen zu erhöhen.

Alle untersuchten Grünlandbestände zeigten fluktuative Veränderungen in ihrer Artenzusammensetzung bzw. in den Artmächtigkeiten der bestandsbildenden Arten. Diese lassen sich auf die sehr unterschiedlichen Witterungsverläufe (bes. ungleichmäßige Niederschlagsverteilung) und Überflutungsereignisse der Jahre 1997 bis 1999 zurückführen. Die Fluktuation innerhalb der Gesellschaften war umso größer, je höher der betreffende Standort lag. Die Vegetation der hoch gelegenen Standorte ist stärkeren Schwankungen im Wasserhaushalt bzw. in der Menge pflanzenverfügbaren Wassers ausgesetzt (vgl. Kap. 4.3). Hingegen sind die Standortbedingungen in tiefer gelegenen Geländeteilen weniger von Extremen bestimmt, weshalb deren Artenzusammensetzung weniger Veränderungen unterworfen ist.


[Seite 86↓]

Mit den Bestandsveränderungen fluktuierten auch die Grünlanderträge im Versuchszeitraum sehr stark. Die erntbare Phytomasse schwankte insbesondere im zweiten Aufwuchs. Wiederum waren die hoch gelegenen Standorte davon stärker betroffen als die tiefergelegenen.

Mit Hilfe von Hauptkomponentenanalysen (PCA) ließen sich die durch die Nutzungsumstellung verursachten, gerichteten Veränderungen (Sukzession) in der Entwicklung der verschiedenen Versuchsglieder in den untersuchten Grünlandbeständen sicher identifizieren und von fluktuativen Verschiebungen differenzieren. In Tabelle 20 sind die wichtigsten Ergebnisse der Nutzungsversuche zusammengefasst.

Tab. 20: Auswirkungen der zweischürigen Mahd auf die untersuchten Grünlandtypen.

Bestand

geförderte Arten

gehemmte Arten

Einfluss

Einfluss

 

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Auf-wuchs (August)

erster Aufwuchs (Juni)

zweiter Auf-wuchs (August)

auf den Ertrag

auf die phäno-logische Entwick-lung

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrisch bis halbtrocken

Alopecurus pratensis Poa pratensis

 

Taraxacum officinale

Fallopia convolvulus

o

o

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrisch bis wechselfeucht

 

Agrostis capillaris
Glechoma hederacea

Rumex thyrsiflorus

Elytrigia repens

(+)

o

Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft

   

Elytrigia repens

(+)

o

Phalaridetum arundinaceae

Lychnis flos-cuculi
Glechoma hederacea

Lychnis flos-cuculi
Glechoma hederacea
Myosoton aquaticum

  

+

+

Die zweischürige Bewirtschaftung führte in den untersuchten Beständen zu unterschiedlichen Resultaten. Am deutlichsten waren die gerichteten Veränderungen in den Phalarideten. Gegenüber der Kontrolle nahm der Anteil annueller Arten, besonders Lychnis flos-cuculi, im Bestand stark zu. Auch war ein phänologischer Vorsprung der zweischürigen Flächen zum Bearbeitungszeitpunkt nachweisbar, der sich in signifikant höheren Phytomasseerträgen niederschlug (α<0,05; U-Test nach Mann & Whitney).

In den wechselfeuchten Leucanthemo-Rumiceten und den Quecken-Fuchsschwanz-Beständen war ebenfalls eine leichte, wenn auch nicht signifikante, Phytomasse-Differenz messbar. Die Quecke (Elytriga repens) nahm in beiden Beständen in den zweiten Aufwüchsen mahdbedingt ab; in den Leucanthemo-Rumiceten wurde sie vom Rot-Straußgras (Agrostis capillaris) verdrängt.

Die wechselfrischen bis halbtrockenen Straußampfer-Wiesen zeigten nur wenige Veränderungen in den reinen Mahdflächen. Phänologische Entwicklung und Erträge zeigten sich uneinheitlich und ließen keine unterschiedlichen Tendenzen in den Versuchsgliedern erkennen.

In keinem der Bestände führte die alternative Bewirtschaftungsmethode zu einer signifikanten Erhöhung der Artenanzahl gegenüber der Kontrolle.


[Seite 87↓]

4.4.  Prognose der Vegetationsveränderungen im Grünland des
Rückdeichungsgebiets

4.4.1. Vorbemerkungen

Rückdeichungsszenarien und Überflutungsbedingungen

Die erfolgreiche Umsetzung von Deichrückverlegungen ist von einer Vielzahl von Faktoren abhängig. Neben politischen und sozioökonomischen Belangen, z. B. Regelungen zum Flächenausgleich und zur Förderung extensiver Grünlandnutzungsformen, müssen vor allem technisch-wasserbauli-che Aspekte und Interessen des Naturschutzes miteinander in Einklang gebracht werden (z.B. Dister 1992, Oertel 1998, Rebhahn 1998). Aus diesem Grund wird das vorliegende Projekt auf der Bezugsgrundlage von drei Szenarien diskutiert (s. Tabelle 21 und Abbildung 28). Sie stecken gleichsam Extreme für die möglichen Umsetzungen ab und dienen als Gerüst für die Prognose der Auswirkungen der geplanten Rückdeichung sowie als fachliche Basis für den nachfolgenden gesellschaftlichen Diskussionsprozess (vgl. Neuschulz, Purps & Hape 1999).

Tab. 21: Szenarien für die Deichrückverlegung Lenzen-Wustrow (aus: Neuschulz, Purps & Hape 1999, verändert).

 

SZENARIO I

(Nullvariante)

SZENARIO II
(Kleine Variante)

SZENARIO III
(Große Variante)

Deichbau

keine Deichrückverlegung (Wiederbewaldung hinterdeichs 200 ha)

Deichrückverlegung
(Gesamtfläche 420 ha)

Deichrückverlegung

(Gesamtfläche 670 ha)

wasserbauliche Maßahmen

keine

Deichschlitzung, Flutrinnenmodellierung, Umgestaltung des bestehenden Grabennetzes

Deichschlitzung, Flutrinnenmodellierung, Umgestaltung des bestehenden Grabennetzes

Flächenanteile

   

- Wiederbewaldung

ca. 200 ha

ca. 370 ha

ca. 400 ha

- davon Aufforstung

ca. 100 ha

ca. 200 ha

ca. 200 ha

- davon Sukzession

ca. 100 ha

ca. 170 ha

ca. 200 ha

- landwirtschaftliche Nutzfläche

auf übriger Fläche, extensiv

ca. 50 ha, extensiv

ca. 270 ha, extensiv

Das Szenario I, die sog. „Nullvariante“, geht davon aus, dass keine Rückdeichung stattfindet. In Anbetracht des geringen regionalen Auenwaldanteils ist hier dennoch eine Wiederbewaldung von 200 ha Grünland vorgesehen, die zu gleichen Teilen durch freie Sukzession und Aufforstungen erfolgen soll. Die Standortbedingungen der verbleibenden Grünlandflächen verändern sich nicht, weshalb dieses Szenario bei den Prognosen unberücksichtigt bleibt.

Die geplante neue Deichlinie im Szenario II, der sog. „kleinen Variante“, wird in einem Abstand von bis zu 1,2 km vom bisherigen Deich errichtet. Der Altdeich wird an acht Abschnitten auf Längen zwischen 50 und 100 m abgetragen. Die Höhe der Deichschlitze relativ zum Wasserspiegel der Elbe ist unterstrom (am Punkt 7 und 8) am geringsten; er liegt dort unterhalb des langjährigen Mittelwassers. Entsprechend kann dort bereits ab einer Abflussmenge von 640 m³/s Wasser in das Rückdeichungsgebiet einströmen. Der Wasserseinstrom in das geplante Rückdeichungsgebiet erfolgt also zunächst gegenläufig zur Strömungsrichtung (vgl. Hellwig 2000). Nach Modellberechnungen der Bundesanstalt für Wasserbau (Bleyel 1999a) wird es dabei auf Grund der geringen Strömungsgeschwindigkeiten vorwiegend zur Sedimentation von Feinmaterial kommen.


[Seite 88↓]

Abb. 28: Das Untersuchungsgebiet mit den drei Rückdeichungsszenarien (Luftbild, aus: Montenegro et al. 1999, verändert). – Die weißen Linien zeigen den Verlauf der verschiedenen Rückdeichungsszenarien, die schwarz gepunktete Linie stellt den natürlichen Auenrand des Flusses dar. Die Nummern 1-8 zeigen die Orte der Schlitzungen an der jetzigen Deichlinie, die später die Wiederüberflutung der neu gewonnenen Auenfläche gewährleisten sollen. Neben den Schlitzungen sollen zehn neu geschaffene Flutrinnen (schraffierte Flächen), deren Verlauf sich weitgehend an natürlichen Flutrinnen der Altaue orientiert, einen raschen Wasserzu- und -abfluss zum Gebiet sicherstellen. Wie aus der Abbildung ersichtlich, würde – zumindest lokal – bei der großflächigen Rückdeichungsvariante (Szenario III) ein großer Teil der natürlichen (Alt-)Aue wieder überflutet werden.


[Seite 89↓]

Nach oberstrom steigt die Schlitzungshöhe allmählich an; erst nach und nach sprechen die weiteren Schlitze an. Bei Abflüssen von mehr als ca. 1130 m³/s strömt das Wasser am obersten Schlitzungsabschnitt (s. Abb. 28, Punkt 1) ein. Hierdurch wird sichergestellt, dass sich die Hauptmenge des Wassers im eigentlichen Flussschlauch befindet und sich keine Nebengerinne bilden können, die zu einer Beeinträchtigung der Schiffbarkeit der Elbe führen könnten. Infolge der höheren Strömungsgeschwindigkeiten sind insbesondere im Bereich von Flutrinnen Erosionsprozesse möglich. Erst ab einer Abflussmenge von ca. 1680 m³/s werden auch die höchsten Abschnitte des Rückdeichungsgebiets von Wasser bedeckt (Bleyel 1999a).

Das benötigte Deichbaumaterial wird aus dem Rückdeichungsgebiet selbst gewonnen. Die Entnahme wird dafür genutzt, noch erkennbare Gerinnestrukturen (Furkation – vgl. Kap. 2.3) wiederherzustellen und den Wasserzu- und -ausstrom im Rückdeichungsgebiet zu verbessern. Ausgedehnte abflusslose Senken sollen im Interesse der Landwirtschaft vermieden werden. (Zu diesem Zweck werden ebenfalls Teile des Deichvorlandes in Höhe des untersten Deichschlitzes [Punkt 7] abgebaggert - vgl. Kap. 4.4.2.)

Das Szenario III unterscheidet sich vom vorherigen lediglich durch die Gesamtfläche (670 ha) und die Flächenanteile, die für die Auenwaldregeneraion und die fortgesetzte landwirtschaftliche Nutzung vorgesehen sind. Der maximale Abstand zwischen Alt- und Neudeich beträgt ca. 2,2 km.

Eingangsdaten und Randbedingungen der Flächenprognosen

In den Prognosen der zukünftigen Flächenanteile werden ausschließlich die Potentiale der Grünlandvegetation nach einer Deichrückverlegung berücksichtigt, unbeachtet der bereits bestehenden Gehölzstrukturen, Aufforstungen, Straßen etc. Da die Flutrinnen Teil des hydraulischen Modells sind, sind sie in das Prognoseergebnis einbezogen.

Das den Vorhersagen zu Grunde gelegte zweidimensionale hydrodynamische Modell der Bundesanstalt für Wasserbau (Bleyel 1999a) bestimmt die Wasserpiegellagen im Flusschlauch und im Rückdeichungsgebiet. Auf Grund der großen Datenfülle wurden aus dem Modell 329 Abflusssituationen extrahiert, für die nachfolgend Wasserspiegellagen berechnet wurden. Sie repräsentieren die Bandbreite zwischen dem niedrigsten gemessenen Niedrigwasserabfluss (NNQ = 150 m³/s), dem langjährigen Mittelwasserabfluss (MQ = 695 m³/s), Hochwässern unterschiedlicher Jährlichkeiten (1500 m³/s = HQ1-2, 2300 m³/s = HQ3-5 und 3200 m³/s = HQ20-25) bis hin zum höchsten gemessenen Hochwasserabfluss (HHQ = 3922 m³/s).

Um die potentiellen Flächenanteile der Grünlandtypen vorhersagen zu können, wurden diejenigen Abflüsse aus dem hydraulischen Modell verwendet, die den Werten der Vegetationsübergänge möglichst nahe kommen (s. Tabelle 22). Durch die Verschneidung des Digitalen Geländemodells (DGM; Hape & Purps 1999a) mit den Wasserspiegellagen wurden die Flächenanteile der prognostizierten Grünlandtypen ermittelt.

Sukzessionsmechanismen und -geschwindigkeit

Für die Bewirtschaftbarkeit des Grünlandes ist neben den Prognosen der mittel- bis langfristigen Flächenanteile verschiedener Grünlandtypen von großer Wichtigkeit, wie schnell und über welche Zwischenstufen der Vegetationsumbau erfolgt. Da die Sukzession der Bestände zum bedeutenden Anteil von der bisherigen Artenzusammensetzung („initial floristic composition“; Egler 1954) abhängig ist, wird das rezente Arteninventar des hinterdeichs liegenden Grünlandes in Bezug auf seine Überflutungstoleranz analysiert. Hierzu werden die Zeigerwerte nach Ellenberg et al. (1992) verwendet. Weiterhin werden die im Deichhinterland angefertigten Transekte herangezogen, um den zu erwartenden Vegetationsumbau anschaulich zu machen.


[Seite 90↓]

Tab. 22: Den Vegetationsübergängen zwischen den Grünlandgesellschaften zugeordnete Abflussmengen und die für die Flächenprognose im Rückdeichungsgebiet verwendete Abflusswerte.

 

Abfluss
[m³/s]

mittl. Überflutungsdauer
[d/Vegetationsperiode]

 

Vegetation

hydr. Modell

 

Dynamisches Wasserstandsregime

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrische Ausprägung

>1531

1978 - 1500

0 - 3

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeuchte Ausprägung

1530 - 1167

1499 - 1149

4 - 20

 

Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft

1166 - 955

1148 - 954

21 - 41

 

Phalaridetum arundinaceae, hoch

954 - 693

953 - 691

42 - 62

 

Phalaridetum arundinaceae, tief

692 - 611

690 - 610

63 - 104

 

kein Grünland

<611

<610

>104

Undynamisches Wasserstandsregime

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrische Ausprägung

>1531

1978 - 1500

0 - 3

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeuchte Ausprägung

<1531 - 1167

1499 - 1149

4 - 20

 

Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft

<1167 - 955

1148 - 954

21 - 41

 

Phalaridetum arundinaceae

<955 - 703

953 - 701

42 - 83

 

Ranunculo-Alopecuretum geniculati

<703 - 681

700 - 681

84 - 88

 

kein Grünland

<681

<681

>88


[Seite 91↓]

4.4.2.  Prognose der Endgesellschaften

Die potentiellen Flächenanteile der Grünlandgesellschaften, die sich nach der Deichrückverlegung einstellen werden, sind in Abbildung 29 dargestellt. Die Amplitude der Phalarideten umfasst einen sehr weiten Höhenbereich und schließt standörtlich wechselfeuchte bis wechselnasse Bestände mit ein. Um das Bewirtschaftungsrisiko aus landwirtschaftlicher Sicht stärker differenzieren zu können (vgl. Gaußmann 2001), wurden sie deshalb in „hoch“ und „tief“ gelegene Bestände unterteilt. Als „Trennungslinie“ wurde der Median der Abflusswerte (693 m3/s) zwischen der oberen und unteren Verbreitungsgrenze der Gesellschaft verwendet.

Nach Abschluss der Sukzession wird die Rückdeichungsfläche (exklusive der Deiche und Flutrinnen) im Szenario II zu fast zwei Dritteln von Leucanthemo-Rumiceten und Quecken-Wiesenfuchs-schwanzbestände (zusammen 212 ha; vgl. Tab. 23) bedeckt sein; der Schwerpunkt ihrer Verbreitung liegt im deichnahen westlichen und im östlichen Rückdeichungsgebiet. Der Rest der Vegetationsbedeckung besteht fast ausschließlich aus hoch gelegenen Rohrglanzgras-Röhrichten. Da die gesamte Fläche relativ hoch zum Elbewasserspiegel liegt, kommen wechselnasse („tiefe“) Phalarideten hier nicht vor. Das gleiche gilt für Flutrasen in der undynamischen Variante; sie werden sich nur pionierartig entlang der Flutrinnen ausbilden können und nicht regulär für die Landwirtschaft nutzbar sein.

Da sich das Gelände von der Elbe zur Löcknitz hin allmählich absenkt, schließt die große Rückdeichungsvariante (Szenario III) ausgedehnte niedrige Flächen mit ein. Dementsprechend ist bei dynamischen Abflussverhältnissen der relative Anteil der Phalarideten hier größer, vor allem die der wechselnassen Bestände. Sie werden laut der Prognose 328 ha (57 % des Grünlandes) der Rückdeichungsfläche einnehmen. Ist der Wasserabfluss behindert, also unter undynamischen Abflussverhältnissen, werden sich statt dieser ausgedehnte Flutrasen einstellen, die eine gleich große Fläche bedecken. (Das verwendete Digitale Höhenmodell [DGM] gibt das Gelände in Dezimeter-Schritten wieder. Den Höhenwerten der Vegetationsübergänge wurden in der Prognose jeweils die nächstliegende Dezimetergrenze zugeordnet. Dadurch bedecken die tief liegenden Phalarideten [dynamischer Wasserabfluss] und die Flutrasen [undynamischer Wasserabfluss] trotz unterschiedlicher Abflusswerte für deren obere Verbreitungsgrenze [693 m³/s bzw. 705 m³/s] genau die gleichen Flächen.)

In keiner der beiden Rückdeichungsszenarien sind langfristig Flächen zu erwarten, die auf Grund langanhaltender Überstauung vegetationsfrei bleiben bzw. ephemer mit Schlammfluren bewachsen sein werden.

Dadurch, dass die zu modellierenden Flutrinnen die Auenlehmdecke durchstoßen, werden Grundwasseranstiege in hoher Frequenz auftreten und den Boden der Senken mit Wasser überstauen. Je nach Andauer der Überstauung werden sich dort Baumarten der Weichholzauen, Röhrichte – Phalarideten in strömungsexponierten und Phragmiteten in strömungsberuhigten Abschnitten – oder Wasserpflanzengesellschaften etablieren (vgl. Kap. 4.2 und Hellwig 2000).


[Seite 92↓]

Abb. 29: Karte der potentiellen Flächenverteilung der Grünlandgesellschaften im Rückdeichungsgebiet unter dynamischen Abflussverhältnissen („Klimax-Stadien“ der Sukzession).


[Seite 93↓]

Tab. 23: Flächenanteile der prognostizierten Grünlandgesellschaften an der Gesamtfläche der Rückdeichungsflächen (Szenario II und III; ohne alten Deich = 27,1 ha)

Vegegationstypen, Flutrinnen

Flächenanteile unter

 

Dynamischen
Abflussverhältnissen

undynamischen
Abflussverhältnissen

 

[ha]

 

[%]

[ha]

 

[%]

Szenario II (407 ha)

(407,1754)

(100)

(407,1746)

(100)

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrisch

4

(4,3161)

1,1

4

(4,3161)

1,1

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeucht

93

(93,1966)

22,9

93

(93,1964)

22,9

 

Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft

115

(115,3125)

28,3

115

(115,3128)

28,3

 

Phalaridetum arundinaceae, hoch

134

(134,4743)

33,0

134

(134,1603)

32,9

 

Phalaridetum arundinaceae, tief

0

 

0,0

/

 

/

 

Ranunculo-Alopecuretum geniculati

/

 

/

0

 

0

 

Deiche

12

(11,8726)

2,9

12

(11,8730)

2,9

 

Flussschlauch & Schlammfluren

3

(2,5339)

0,6

3

(2,8625)

0,7

 

Flutrinnen (normativ)

45

(45,4695)

11,2

45

(45,4535)

11,2

Szenario III (650 ha)

(650,1375)

(100)

(650,1375)

(100)

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrisch

7

(6,7090)

1,0

7

(6,7090)

1,0

 

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeucht

91

(91,3182)

14,0

91

(91,3182)

14,0

 

Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft

149

(149,1210)

22,9

149

(149,1210)

22,9

 

Phalaridetum arundinaceae, hoch

241

(241,9677)

37,2

241

(241,9677)

37,2

 

Phalaridetum arundinaceae, tief und Flußschlauch

87

(87,0668)

13,4

/

 

/

 

Ranunculo-Alopecuretum geniculati

/

 

/

87

(87,0668)

13,4

 

Deiche

17

(17,3071)

2,7

17

(17,3071)

2,7

 

Flussschlauch & Schlammfluren

0

 

0

0

 

0

 

Flutrinnen (normativ)

57

(56,6477)

8,7

57

(56,6477)

8,7

   

4.4.3. Überprüfung der Prognoseergebnisse

Wie genau die Prognoseergebnisse die tatsächliche Vegetationsverteilung abbilden, wurde durch den Vergleich von kartierten (Ist-Wert) und prognostizierten Flächenanteilen (Erwartungs-Wert) im heutigen Deichvorland überprüft. Interessant waren dabei sowohl die Frage, in wie weit die Flächengrenzen der erwarteten und kartierten Flächenanteile der Vegetationstypen übereinstimmen, wie auch die prozentuale Übereinstimmung der Flächengrößen (Frage: Ein wie großer Anteil der erwarteten Flächenanteile liegt innerhalb und außerhalb der tatsächlichen Vorkommen des betrachteten Vegetationstyps?).

Für den Vergleich wurden die bisherigen Vorlandbereiche ausgewählt, der unterstrom liegende Lenzener Werder (Elbe-km 482,0 bis 484,6) und der oberstrom liegende Lütkenwischer Werder (Elbe-km 475,3 bis 477,0; vgl. Kap. 4.4.1). Wie bei der Prognose der zukünftigen Flächenverteilung der Grünlandtypen im Rückdeichungsgebiet wurde von den (punktuell) aufgenommenen Übergangshöhen der Vegetationstypen im Deichvorland auf die Fläche extrapoliert, d.h. die ermittelten Abflusswerte für die Übergänge zwischen den Vegetationstypen wurden wieder in NN-Höhen umgesetzt und mit dem Digitalen Geländemodell des betrachteten Gebiets verrechnet. (Da keine vergleichbare Datengrundlage zur Hydraulik (Wasserspiegellagen) im Ist-Zustand vorliegt, wie das für die Rückdeichungsfläche der Fall ist, wurde zwischen Anfang und Ende des jeweils betrachteten Flussabschnitts ein lineares Gefälle von 0,14 ‰ angenommen [vgl. Gröngröft 1999]. Die in Kauf genommene Differenz zum tatsächlichen Wasserspiegel ist mit maximal 3 cm vernachlässigbar gering [vgl. Kap. 3.2.2].)

Auf Grund der Geländehöhen ist für die wechselfrischen Leucanthemo-Rumiceten ein Flächenanteil von 17,1 ha zu erwarten (s. Karte 1) . Davon liegen 15,6 ha (91,2 %) innerhalb des kartierten Flä[Seite 94↓]chenanteils des Vegetationstyps, 1,4 ha wurden als wechselfeuchte Ausprägung der selben Gesellschaft und Quecken-Fuchsschwanz-Wiesen und 0,1 ha als Flutrasen kartiert.

Über weite Geländeabschnitte stimmen die Grenzlinien zwischen erwarteten und tatsächlichen Anteilen der wechselfeuchten Leucanthemo-Rumiceten und Quecken-Wiesenfuchsschwanz-Wiesen sehr gut überein (s. Karte 2). Jedoch finden sich vor allem im südöstlichen Bereich des Werders größere deichnahe Flächen, die abweichend kartiert sind. Diese Flächen sind in Folge intensiverer Beweidung (Auftrieb im südöstlichen Lütkenwischer Werder Ende April; teilweise ausschließliche Beweidung) in ihrem Artenbestand den wechselfrischen Leucanthemo-Rumiceten ähnlicher als den wechselfeuchten Beständen. Dementsprechend liegt der Anteil der erwarteten Flächenanteile lediglich zu 66,8 % innerhalb der Flächen, die als zu den Vegetationstypen gehörig kartiert wurden.

Zu den Phalarideten hin nimmt die Aussageschärfe des Modells ab. Der relative Anteil der prognostizierten Flächen, die innerhalb des Ist-Flächenanteils liegen, liegt um 50 %. Dabei bildet das Modell für undynamischen Abflussverhältnisse die tatsächliche Flächenverteilung der Phalarideten entlang der abflusslosen Senken und Rinnen (s. Karte 3b) besser ab als das Modell für dynamische Abflussverhältnisse (52,1 % gegenüber 48,6 %; s. auch Karte 3a).

Die größten Diskrepanzen zwischen Modell und rezenter Flächenverteilung ergeben sich dort, wo das Wasser in abflusslosen, gut gegen Versickerung abgedichteten Senken nach Hochwässern außerordentlich lange, d.h. länger, als dass dies nach den zu Grunde gelegten Mittelwerten für die unteren Höhengrenzen der Vegetationstypen zu erwarten ist, steht und dort, wo ausschließlich eine Weidenutzung stattfindet (Karte 3a,b). In beiden Fällen finden sich statt der Phalarideten Flutrasen bzw. vegetationsfreie oder nur ephemer bewachsene Flächen. Da Phalarideten und Quecken-Fuchsschwanz-Bestände mitunter recht fließend in einander übergehen, sind auch hier Unschärfen zu verzeichnen: 6,2 bzw. 6,1 ha der erwarteten 36,2 bzw. 32,2 ha Phalarideten wurden Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Bestände kartiert.

Entsprechend den Aussagen zu den Phalarideten sind die Flächenanteile der Flutrasen (Ranunculo-Alopecuretum geniculati) erheblich größer als die erwarteten 2,9 ha. Dennoch liegen 72 % der vorhergesagten Flutrasenfächen innerhalb von Geländeteilen, die auch als Flutrasen kartiert wurden. Ein Blick auf die gute Übereinstimmung zwischen Erwartungswerte und Vorkommen von kleinen, eingestreut in Phalarideten liegende Flutrasenflächen (s. Karte 4, Pfeile) bestätigt, dass das Modell in weiten Geländeteilen in der Lage ist, die tatsächlichen Standorte des Vegetationstyps abzubilden.

Der schmalere Lenzener Werder, der maximal eine Breite von 250 m erreicht, liegt im Durchschnitt erheblich höher als der Lütkenwischer Werder. Dementsprechend entfällt der überwiegende Anteil des Grünlandes auf Bestände vom Typ der Leucanthemo-Rumiceten und der Quecken-Fuchsschwanz-Wiesen und nur geringe Anteile auf Phalarideten und Flutrasen.

Auf Grund der Höhenlagen wären im Lenzener Werder 9,2 ha wechselfrische Leucanthemo-Rumiceten zu erwarten, sie wurden jedoch nicht kartiert. Die Ursache dafür liegt in der außerodentlichen Artenarmut der Bestände im entsprechenden Geländeteil, der eine Zuordnung zu diesem Vegetationstyp erschwerte. Sie wurden aus diesem Grunde der wechselfeuchten Ausprägung der Gesellschaft zugeordnet.

Die Übereinstimmung zwischen Prognose und tatsächlichen Flächenanteilen der wechselfeuchten Grünlandgesellschaften (wechselfeuchte Leucanthemo-Rumiceten und Elytriga repens-Alopecurus repens-Gesellschaft, ist außerodentlich groß. Sowohl die Flächenabgrenzung (s. Karte 2) als auch der sehr hohe Übereinstimmungswert mit den kartierten Vorkommen der Bestandstypen von
94,9 % belegen dies. Die Übereinstimmung zwischen den Flächenanteilen, die auf Grund ihrer Geländehöhe Phalarideten tragen sollten, und deren kartierten Vorkommen ist außerordentlich gering. Analog zu den Abweichungsursachen im Lütkenwischer Werder wird die geringe Kongruenz auch hier durch stark gehemmten Wasserabfluss in isolierten Geländehohlformen (vgl. Flutrasen) sowie Übergänge zu den Quecken-Fuchsschwanz-Beständen (s. Karten 3a,b Pfeile) verursacht.


[Seite 95↓]

Abb. 30: Vergleich zwischen potentiellen und kartierten Flächenanteilen der Grünlandgesellschaften im Deichvorland am Beispiel des Lütkenwischer Werders. – Es bedeuten: 1 - Leucanthemo-Rumicetum thyr-siflori, wechselfrisch, 2 - Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeucht & Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft, 3 - Phalaridetum arundinaceae - a) unter dynamischen Abflussverhältnissen und b) unter undynamischen Abflussverhältnissen, 4 - Ranunculo-Alopecuretum geniculati; Flächen: dunkelgrau = kein Grünland, farbig = erwartete Flächenverteilung (Modell), schraffiert/transparent = kartierte Flächenanteile (Ist-Vegetation); Linien: gestrichelt = Deich, Doppelpunkt-Strich-Linie = Ende des Geltungsbereichs des Höhenmodells; S = abflusslose Senke; W = ausschließlich beweidete Fläche; Pfeile: Flutrasen (s. Text).

Wie im Lütkenwischer Werder so ist auch im Lenzener Werder der Anteil der Flutrasen wesentlich größer als erwartet (5,8 gegenüber 0,2 ha in der Prognose). Bei den beiden kartierten Flutrasenflächen handelt es sich um eine abflusslose Mulde bzw. Rinne, in der das Flusswasser nach Hochfluten nach eigenen Beobachtungen sehr lange steht, so dass die auf Grund ihrer Höhenlage potentiellen Phalarideten-Standorte Flutrasen tragen (s. Karte 4, Pfeile).

4.4.4. Auswirkungen der Wiederüberflutung auf das Arteninventar der Rückdeichungsfläche

Veränderungen in der Artenanzahl

Das Arteninventar im geplanten Rückdeichungsgebiet ist derzeit noch meliorationsgeprägt. Überflutungen haben nur mittelbaren Einfluss auf die Wuchsstandorte. Vor allem in der Nähe des Deiches tritt hochwasserbedingt Qualmwasser aus, dass die Vegetation am Grunde von Geländehohlformen längere Zeit überstauen kann. Allerdings ist das austretende Wasser verhältnismäßig nährstoffarm (vgl. Schwartz 2000) und begünstigt deshalb das Auftreten meso- bis schwach eutraphenter Pflanzenarten. Die Nährstoffsituation auf höher gelegenen Grünlandflächen ist nach vieljähriger Nicht-Düngung ähnlich einzuschätzen.[Seite 97↓]

Tab. 24: Vergleich der kartierten und potentiellen Flächenanteile der Grünlandgesellschaften im rezenten Deichvorland am Beispiel des Lenzener Werders (Elbe-km 482,0- 484,6) und des Lütkenwischer Werders (Elbe-km 475,3- 477,0).

Lütkenwischer
Werder

Prognostizierte Flächenanteile
[ha]

Anteile der progn. Flächen an den kartierten Flächenanteilen der vorgefundenen Grünlandtypen
[ha]

Überein-stimmung

[%]

Vegetationstyp

Gesamt-fläche

kein Grünland

Grünland

Leuc.-Rum, wechsel-frisch

Leuc.-Rum, wechsel-feucht
&
Ely-Alo-Ges

Phalari-detum arundina-ceae

Ranunculo-Alopecu-retum

Deich-trasse

pionier-artige Flutrasen (kein GL)

Ruderal-gesell-schaften an gestörten Standorten

Restflächen

 

Leucanthemo-Rumicetum, wechselfrisch

17,1

0,0

17,1

15,6

1,4

0,0

0,1

0,0

0,0

0,0

0,0

91,2

Leucanthemo-Rumicetum, wechselfeucht &
Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-gesellschaft

40,6

1,2

39,5

9,4

26,4

2,6

1,0

0,0

0,0

0,0

0,0

66,9

Phalaridetum arundina-ceae, dynamisches Abfluss-regime

58,8

22,7

36,2

0,4

6,2

17,6

10,1

0,1

1,7

0,1

0,1

48,6

Phalaridetum arundina-ceae, undynamisches Abflussregime

44,6

12,4

32,2

0,3

6,1

16,8

7,3

0,1

1,6

0,1

0,0

52,1

Ranunculo-Alopecuretum geniculati

8,0

5,0

2,9

0,0

0,1

0,6

2,1

0,0

0,1

0,0

0,0

72,2

    

Lenzener
Werder

Prognostizierte Flächenanteile

[ha]

Anteile der progn. Flächen an den kartierten Flächenanteilen der vorgefundenen Grünlandtypen
[ha]

Überein-stimmung
[%]

Vegetationstyp

Gesamt-fläche

kein Grünland

Grünland

Chrys.-Rum, wechsel-frisch

Chrys.-Rum, wechsel-feucht
&
Ely-Alo-Ges

Phalari-detum arundina-ceae

Ranunculo-Alopecu-retum

Deich-trasse

pionier-artige Flutrasen (kein GL)

Ruderal-gesell-schaften an gestörten Standorten

Restflächen

 

Leucanthemo-Rumicetum, wechselfrisch

10,4

1,4

9,0

0,0

5,2

0,0

0,1

3,7

0,0

0,0

0,0

0,0

Leucanthemo-Rumicetum, wechselfeucht &
Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-gesellschaft

28,9

5,7

23,3

0,0

22,1

0,0

1,0

0,2

0,0

0,0

0,0

94,9

Phalaridetum arundina-ceae, dynamisches Abfluss-regime

12,9

6,3

6,5

0,0

4,1

0,2

2,2

0,1

0,0

0,0

0,0

2,4

Phalaridetum arundina-ceae, undynamisches Abflussregime

11,5

5,3

6,2

0,0

4,0

0,1

2,0

0,1

0,0

0,0

0,0

1,3

Ranunculo-Alopecuretum geniculati

0,7

0,6

0,2

0,0

0,0

0,0

0,1

0,0

0,0

0,0

0,0

69,0


[Seite 98↓]

Abb. 31: Vergleich zwischen potentiellen und kartierten Flächenanteilen der Grünlandgesellschaften im Deichvorland am Beispiel des Lenzener Werders. – Es bedeuten: 1 - Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrisch, 2 - Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeucht & Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft, 3 - Phalaridetum arundinaceae - a) unter dynamischen Abflussverhältnissen und b) unter undynamischen Abflussverhältnissen, 4 - Ranunculo-Alopecuretum geniculati; Flächen: dunkelgrau = kein Grünland, farbig = erwartete Flächenverteilung (Modell), schraffiert/transparent = kartierte Flächenanteile (Ist-Vegetation); Linien: gestrichelt = Deich, Doppelpunkt-Strich-Linie = Ende des Geltungsbereichs des Höhenmodells.


[Seite 99↓]

Durch die Deichrückverlegung kommt es insbesondere zu einer Erhöhung des Wasserangebots und zum Eintrag von Nährstoffen (Schwartz ebd.). Es ist also zu erwarten, dass feuchte- und nährstoffliebende Arten an Konkurrenzkraft gewinnen und in der Lage sind, mesophile und frischeliebende Arten zu verdrängen. Dieser Vorgang soll in Abbildung 32 zunächst hypothetisch an Hand der Zeigerwerte (Ellenberg et al. 1991) der Arten dargestellt werden. (Neu hinzutretende Arten bleiben hier unberücksichtigt; es kann allerdings angenommen werden, dass sehr viel mehr Arten aus dem Rückdeichungsgebiet verschwinden als neue hinkommen werden.)

Nimmt man an, dass alle Pflanzenarten des bisherigen Artenbestandes mit einem Feuchtewert kleiner als fünf (Ellenberg et al. 1991: S. 68) nach der Deichrückverlegung ausfallen werden, so reduziert sich die Artenanzahl des Rückdeichungsgebiets von 171 auf 101 Arten. Wird darüberhinaus postuliert, dass all jene Arten verschwinden werden, deren Stickstoffwert kleiner als fünf liegt, so reduziert sich die Artenanzahl weiter auf 73 Arten, beträgt also nur noch 43 % des Ausgangsbetands.

Dieses Ergebnis kann allerdings nur als grobe Näherung aufgefasst werden. Denn zum einen können die Zeigerwerte nicht mit den tatsächlich einwirkenden Standortgrößen gleichgesetzt werden: Der „Feuchtewert“ fasst die Wasserversorgung als Ganzes zusammen und ist nicht mit der Überflu-

Abb. 32: Hypothetische Entwicklung der Artenanzahl auf Basis der ökologischen Zeigerwerte nach Ellenberg et al. (1991). – Erläuterungen im Text.

tung als dominierendem Standortfaktor gleichzusetzen. Zum anderen weicht das Verhalten mancher Arten in den Auen von den Mittelwerten ab, wie sie in den Zeigerwerten zusammengefasst sind. Beispielsweise dürfte Rumex thyrsiflorus, als Zeigerart des V Dauco-Melilothion, auf Grund seiner Indikatorwerte gar nicht im Deichvorland vorkommen, ist aber tatsächlich eine Charakterart der höheren Lagen des Vordeichgrünlandes. Caltha palustris wiederum sollte von ihren Feuchte- und Nährstoffansprüchen her im geplanten Rückdeichungsgebiet verbleiben. Die Art kommt jedoch im untersuchten Deichvorland nicht vor, da die Böden im Sommer infolge der großen Grundwasserschwankungen zu stark austrocknen (vgl. Leyer 1999).


[Seite 100↓]

Spezifische Überflutungsdauern

Eine präzisere Voraussage der Veränderungen im Arteninventar verspricht die Verwendung der mittleren Überflutungsdauern der Arten, die im rezenten Deichvorland vorkommen. Sie sind Abbildung 33 dargestellt. Als Grundlage für Ihre Ermittlung dienten die durchgehenden Transekte aus dem Deichvorland (vgl. Kap. 4.3.1); sporadisch auftretende Arten wurden nicht berücksichtigt. Zusätzlich dazu wurden die Pflanzenvorkommen auf den Dauerbeobachtungsflächen und weitere Geländebeobachtungen ausgewertet und, soweit abweichend, integriert.

Die Skala der durchschnittlichen Überflutungsdauern reicht von solchen Arten, die nur gelegentliche Überflutungen vertragen (Achillea millefolium) und Therophypen, die das überflutungsreiche Winterhalbjahr nur in Form von Diasporen überdauern (Trifolium dubium), bis hin zu Flutrasen und Röhrichtpflanzen, die langandauernde Überstauungen tolerieren (z.B. Rorippa sylvestris, Alopecurus geniculatus) oder sogar flutend weiterwachsen können (z.B. Glyceria maxima, Agrostis stolonifera [nicht dargestellt], Polygonum amphibium).

Abb. 33: Mittlere spezifische Überflutungsdauern der Grünlandarten im rezenten Deichvorland.

4.4.5. Sukzession und Sukzessionssgeschwindigkeit

Aus den vorangegangenen Darstellungen ist deutlich geworden, dass es nach einer Wiederüberflutung zu starken Rückgängen in der Artenanzahl kommen wird, jedoch für konkrete Vorhersagen [Seite 101↓]auf der Bestandsebene die spezifischen Überflutungsdauern der einzelnen Arten herangezogen werden müssen. Im Bezug auf die Weiterbewirtschaftung der Flächen sind zwei Aspekte von besonderer Bedeutung: Wie schnell findet der Umbau statt, kann also wieder mit einer regulären Bewirtschaftung begonnen werden? Auf welchen Flächen kann am ehesten wieder gemäht oder beweidet werden?

Hypothetische Sukzessionsabfolgen

In den Abbildungen 34 und 35 ist der zu erwartende Modus, in dem der Vegetationsumbau im Hinterdeichgrünland stattfinden wird, an Hand zweier Transekte und den spezifischen Überflutungsdauern der Arten (s.o.) dargestellt. Den Ausgangsbestand bilden jeweils die im Jahr 1998 aufgenommenen Transektflächen; der Endzustand („Klimax-Stadium“) orientiert sich an den häufigsten Arten des Deichvorlandes, wie sie in Abbildung 34 dargestellt sind. Als Basis für die Vorhersage dienen die NN-Höhen der Transekte sowie die vorgesagten Wasserspiegellagen nach dem Modell der Bundesanstalt für Wasserwirtschaft BAW (Bleyel 1999a) und langfristigen Mittelwerte der Eintrittswahrscheinlichkeiten (Montenegro et al. 1999d). Die Bestände sind in Höhenintervalle eingeteilt, die den Pflanzengesellschaften entsprechen, die im Deichvorland vorgefunden wurden (vgl. Kap. 4.3) und somit auch als „Klimax“-Stadium der Sukzession aufzufassen sind.

Der Vegetationsumbau findet in drei Phasen statt:

Phase I: Wird der Ausgangsbestand wiederüberflutet, so werden nur solche Arten fortbestehen, die überflutungstolerant sind. Hierunter werden solche Arten zusammengefasst, deren gemessenes Optimum über den gesamten oder einen Teil des betrachteten Höhenintervalls reicht. (Es handelt sich also um eine „relative Überflutungstoleranz“, die sich durch den Vergleich der spezifischen Überflutungsdauer der Arten und der zu erwartenden Überflutungsdauer ergibt.) Alle Arten, die nicht im rezenten Deichvorland vorkommen oder deren Überflutungsamplitude den betrachteten Intervall nicht erreicht, fallen aus und hinterlassen von Vegetation unbedeckten Boden bzw. einen Filz aus toten Pflanzenresten.

Phase II: Die freigewordene, konkurrenzarme Fläche kann von den verbliebenen und von neu einwandernden Pflanzenarten besiedelt werden. Hierunter sind Pionierarten der Schlamm-, der Ruderalfluren und der Flutrasen sowie ausdauernde Grünlandarten. Dieses Stadium ist starken Veränderungen unterworfen und wird deshalb als instabiles Zwischenstadium aufgefasst.

Phase III: In der abschließenden Stabilisierungsphase verdrängen die Grünlandarten die Pionierarten, unterstützt durch erneute Bewirtschaftung der Flächen. Es stellen sich neue Konkurrenzverhältnisse ein.

Ausgehend von dem beschriebenen Sukzessionsmechanismus werden in den dargestellten Transekten die Veränderungen in den hoch gelegenen Abschnitten zunächst am stärksten sein. Dort kommen vor allem nicht oder nicht ausreichend überflutungstolerante Arten vor, wie z.B. Arrhena-therum elatius, Daucus carota oder Dactylis glomerata. Im Fall von Transekt 2 (s. Abb. 34) ist zu erwarten, dass im oberen Abschnitt keine einzige der vorhandenen Arten die Überflutung überleben wird, die Grasnarbe also ganz abstirbt. Auch im unteren Teil des Transekts wird der größte Anteil der Arten absterben.

Hingegen verbleiben nach der Wiederüberflutung von Transekt 1 (s. Abb. 35) erheblich mehr Arten, im oberen Abschnitt auch bestandsbildende Ober- und Mittelgräser wie Alopecurus pratensis und Poa trivialis. Im unteren Abschnitt von Transekt 1 fällt nur ein geringer Anteil der vorhandenen Arten aus. Dies lässt erwarten, dass die entsehenden Bestandslücken schnell durch die verbliebenen Arten geschlossen werden können.

Dies wird vor allem durch Pionierarten aus den o.g. Syntaxa geschehen, deren Diasporen mit dem Hochwasser eingetragen werden. Häufig vertretene Arten werden voraussichtlich sein (vgl. Nebelsiek 2000):

Neben den annuellen Arten werden sich auch ausdauernde Arten des Grünlands gemäß ihrer spezifischen Überflutungsdauern und abhängig von den konketen Überflutungsereignissen in der Übergangszeit ansiedeln.

In welcher Weise und in welcher Geschwindigkeit sich wieder Grünlandbestände (vgl. Phase III) entwickeln – dies wird voraussichtlich etwa fünf bis zehn Jahre dauern –, hängt nicht unbedeutend von der Art und dem Zeitpunkt der wieder einsetzenden Bewirtschaftung ab. Sie sollte beginnen, sobald ein annähernd geschlossener Vegetationsbestand vorhanden ist. Eine Mahdnutzung wird dabei den Umbau hin zu einer ausdauernden Grünlandnarbe stärker beschleunigen als die Beweidung der Flächen.

Im Übergang zur Stabilisierungsphase werden nicht nur die ephemeren Arten des Zwischenstadiums verdrängt, sondern auch Arten des Ausgangsbestands, die sich bis dahin erhalten konnten. Hierunter sind vormehmlich lichtliebende Arten, die in den entstehenden Phalaris-Röhrichten beschattet werden, z.B. Eleocharis palustris und E. uniglumis, aber auch solche, die nicht im Stande sind, das zunehmende Stickstoffangebot zu tolerieren. Hierzu zählen z.B. Agrostis canina oder Oenanthe fistulosa.


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Abb. 34: Darstellung möglicher Sukzessionsvorgänge am Beispiel von Transekten im geplanten Rückdeichungsgebiet I. – Der hinterdeichs liegende Transekt 2 (Höhe Elbe-km 481,8; deichfern) wird im Falle einer Rückdeichung wiederüberflutet werden. Er liegt relativ hoch und die rezenten Bestände sind vorwiegend aus Arten zusammengesetzt, die an wechselfrische bis wechselfeuchte Standortbedingungen angepasst sind. Die Vegetation in den höhergelegenen Abschnitten des Transekts werden nach der Wiederüberflutung voraussichtlich großflächig absterben und zunächst Ruderalvegetation Raum geben, bevor sich, unterstützt von der wieder einsetzenden Bewirtschaftung, erneut Grünlandbestände (Phalarideten) etablieren können.

Im Ausgangsbestand sind die rezent vorkommenden Pflanzenarten gemäß ihrem Auftreten vom höchsten (oben) zum tiefsten Punkt des Transekts angeordnet – der Transekt beinhaltet Bestände der Typen Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft, Deschampsia cespitosa-Gesellschaft und Ranunculo-Alopecuretum. Die Arten des Ausgangsbestands sind in Hinsicht auf ihre Standortansprüche bzw. die Zugehörigkeit zu einem der Endbestände in zwei Gruppen unterteilt (s. Abflussmengen und auf den betreffenden Elbe-km bezogene Übergangshöhen). Als Ursachen für den Ausfall von Pflanzenarten nach erfolgter Wiederüberflutung können insbesondere mangelnde Überflutungstoleranz, aber auch zunehmende Nährstoffeinträge und Lichtmangel – in den nun hochwüchsigen Rohrglanzgras-dominierten Beständen – angenommen werden.


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Abb. 35: Darstellung möglicher Sukzessionsvorgänge am Beispiel von Transekten im geplanten Rückdeichungsgebiet II. – Der hinterdeichs liegende Transekt 1 (in Höhe Elbe-km 482,5; deichnah) wird im Falle einer Rückdeichung wiederüberflutet werden. Da er relativ tief liegt und die Bestände vorwiegend aus Wechselfeuchte bis Wechselnässe tolerierenden Arten zusammengesetzt ist, werden sich die Bestände in ihrer Artenzusammensetzung schnell und ohne große Bestandslücken an die neuen Standortbedingungen anpassen.

Im Ausgangsbestand sind die rezent vorkommenden Pflanzenarten gemäß ihrem Auftreten vom höchsten (oben) zum tiefsten Punkt des Transekts angeordnet – der Transekt beinhaltet Bestände der Typen Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft, Phalaridetum arundinaceae und Ranunculo-Alopecuretum. Die Arten des Ausgangsbestands sind in Hinsicht auf ihre Standortansprüche bzw. die Zugehörigkeit zu einer der Endbestände in zwei Gruppen unterteilt (s. Abflussmengen und auf den betreffenden Elbe-km bezogene Übergangshöhen). Als Ursachen für den Ausfall von Pflanzenarten nach erfolgter Wiederüberflutung können insbesondere mangelnde Überflutungstoleranz, aber auch zunehmende Nährstoffeinträge und Lichtmangel – in den nun hochwüchsigen Rohrglanzgras-dominierten Beständen – angenommen werden.

Wirkung von Einzelereignissen auf den Sukzessionsverlauf

In den folgenden Abbildungen ist die Wirkung zweier starker Hochwässer im Winter 1998/1999
(s. Abb. 36) auf die Grünlandvegetation entlang der Transekte 5 bis 7 im Deichvorland dargestellt. Die Hochwässer, die von Anfang November bis Anfang Dezember bzw. von Ende Februar bis Anfang April andauerten, erreichten maximale Abflüsse (Qmax) von 2356 bzw. 2773 m³/s. Sie waren für das Winterhalbjahr ungewöhnlich hoch und langanhaltend. Gemessen an der langjährigen Abflussstatistik kommen Hochfluten dieser Größenordnung im Winterhalbjahr etwa alle zehn Jahre vor (sog. 10-jährliches [Winter-]Hochwasser HQ10).

Um den Einfluss der Hochwässer auf die Grünlandvegetation zu prüfen, wurden die durchgängigen Transekte nach 1998 auch im Frühjahr 1999 aufgenommen. Neben der Vegetation wurden dabei erneut auch die Geländehöhen entlang der Transekte dokumentiert (Schlauchwaagen-Messungen; zur Methodik vgl. Kap. 3.1.4 und 3.2.1).

Abb. 36: Abflussmengen am Pegel Wittenberge im Winterhalbjahr 1998/1999. – Zwischen Anfang November und Anfang Dezember sowie zwischen Ende Februar und Anfang April traten zwei Hochwässer mit maximalen Abflüssen von 2356 und 2773 m³/s (entsprechen HQ5-10) auf. Wie am Vergleich mit den bearbeiteten Transekten nachvollzogen werden kann, wurde die Grünlandvegetation des Deichvorlandes in beiden Fällen vollständig und langanhaltend überflutet.

Die Stärke der Vegetationsveränderungen innerhalb der Transekte wurde zunächst durch Korrespondenzanalysen überprüft; sie sind in Abbildung 37 dargestellt. Die beiden Aufnahmejahre der selben Teilfläche (Ziffer) sind jeweils durch eine Linie miteinander verbunden und die Vegetationstypen durch unterschiedliche Symbole gekennzeichnet

Deutlich ist erkennbar, dass die Veränderungen (= Punktabstand) zwischen den beiden Aufnahmejahren in den tiefstgelegenen Abschnitten der Transekte (Phalarideten, Flutrasen) jeweils am größten ist, während die geringsten Unterschiede am oberen Ende der Transekte sichtbar sind. Der Elbenahe Transekt 5 macht hiervon eine Ausnahme, da dort die hochgelegenen Flächen ebenfalls stärkere Veränderungen zeigen. Am wenigsten haben sich die Flächen 1-13 im Transekt 7 verändert; sie wurden deshalb zusammengefasst.


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Abb. 37: Ordinationsdiagramm der Vegetationsaufnahmen aus den Transekten 5 bis 7 im Deichvorland Lütkenwisch (vgl. Kap. 4.3.2) aus den Jahren 1998 und 1999. – Die Aufnahmen der selben Flächen für beide Jahre sind jeweils miteinander verbunden. Die unterschiedlichen Grünlandtypen sind durch verschiedene Symbole gekennzeichnet. Weitere Anmerkungen im Text.

Betrachtet man die Artenanzahlen in den unterschiedlichen Vegetationstypen, so fallen folgende Trends auf (s. Abb. 38): In den Flächen, die der wechselfrischen Ausprägung des Leucanthemo-Rumicetum zugeordnet werden, steigt die Artenanzahl von 1998 zu 1999 um durchschnittlich 3,1Arten (+21%) an. Hierunter stellen ausdauernde Arten den überwiegenden Anteil, wie Allium vieale, Trifolium hybridum, Inula britannica, Ranunculus auricomus und Achillea ptarmica, aber auch Therophyten, wie z.B. Trifolium dubium.

In der wechselfeuchten Ausprägung des Leucanthemo-Rumicetum beträgt der Anstieg der Artenanzahl 0,8 Arten (+5%). Die Zunahme verteilt sich auf verschiedene Arten, von denen keine besonders hervorgehoben werden kann. Das gleiche gilt für die Phalarideten.

Abb. 38: Differenzen der Artenanzahlen der Teilflächen in den Transekten 5 bis 7 zwischen den Aufnahmejahren 1998 und 1999.

Für die Elytrigia repens-Alopecurus pratensis -Gesellschaft beträgt die Veränderung in der Artenanzahl im Mittel minus 0,9 (-6%), hautsächlich verursacht durch Ausfall von Therophyten, wie Cerastium dubium und Erophila verna, und von Cerastium holosteoides. Aber auch für Taraxacum officinale und Bellis perennis ist ein Rückgang zwischen 1998 und 1999 zu verzeichnen. In Transekt 5 ist die Veränderung der Flächen 15 und 16 besonders stark. Sie resultiert aus der Zunahme der feuchteliebenden Arten Poa palustris und Phalaridetum arundinaceae und den Rückgang der o.g. Arten. Beide Flächen werden für 1999 anderen Vegetationstypen zugeordnet als im Jahr zuvor.

In den Flutrasen vom Typ Ranunculo-Alopecuretum geniculati nimmt die Artenanzahl zwischen 1998 und 1999 um 1,1 Arten (-11%) ab. Zurück gingen vor allem Cerastium dubium, Poa trivialis und Rorippa palustris. Der Anteil von Alopecurus geniculatus und Ranunculus repens stieg im gleichen Zeitraum stark an.

Während es im deichnahen Transekt 7 und im Transekt 6 in der Mitte des Deichvorlandes über den größten Teil ihrer Länge nicht zu Höhenveränderungen gekommen ist, zeigt der elbenahe Transekt 5 ausgeprägte Erosionsspuren zwischen dem höchsten Punkt und dem Übergang in ein ungenutztes Phalaridetum (s. Abb. 39). Deutlich ist dort zu erkennen, dass die stehengebliebene Röhrichtvegetation nicht nur die Erosion zum Stillstand bringt, sondern sogar die Sedimentation fördert. Der gleiche Effekt tritt am unteren Ende des Transekts 7 auf. Dort besteht ein Übergang zu einem unbewirtschafteten Röhrichtstreifen, der zu einer Flutrinne überleitet.

Abb. 39: Durch das Winterhochwasser 1998/1999 verursachte Veränderungen im Höhenverlauf in den Transekten 5 bis 7. (Die Anfangshöhe beider Jahre wurde gleich gesetzt.)

Anhaltspunkte, wie groß die Überflutungstoleranz der Grünlandvegetation tatsächlich ist, ergeben sich beim Vergleich der mittleren Überflutungsdauern und des syndynamischen Verhaltens der vorkommenden Pflanzenarten mit der summarischen Überflutungsdauer (erste und zweite Hochwasserperiode), die im Winterhalbjahr 1998/1999 realisiert wurde. In Tabelle 25 sind sie im Vergleich zu den mittleren Überflutungsdauern des Winterhalbjahres dargestellt.

Die durchschnittlichen, langjährigen Überflutungsdauern für das Winterhalbjahr wurden, gemessen am Optimum der Verbreitungsamplituden, im Winterhalbjahr 1998/1999 um 14-52 Tage erheblich überschritten. Im Vergleich mit dem suboptimalen Bereich, in dem die Arten in den betrachteten Transekten noch vereinzelt vorkommen, betrug die Überschreitung sogar bis zu 82 Tagen.

Trotz der langandauernden Überflutung waren die syndynamischen Prozesse in den Beständen vergleichsweise gering (s.o.). Nur wenige der Arten, die bereits 1998 in den Beständen vertreten waren, reagierten mit Abnahmen in der Artmächtigkeit oder verschwanden in bestimmten Vegetationstypen. Die Überflutungstoleranz dieser Arten ist also nicht allein wesentlich größer als das langjährige Mittel, sondern auch als die Überflutungsdauer im Winterhalbjahr 1998/1999.


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Tab. 25: Vergleich zwischen den mittleren Überflutungsdauern und den im Winterhalbjahr 1998/1999 realisierten Überflutungsdauern der Pflanzenarten im Vordeichgrünland und deren syndynamisches Verhalten. – Es bedeuten: - zurückgehend, + - zunehmend, amph. – amphibisch weiterwachsend. Weitere Anmerkungen im Text.

Merkmal

Mittlere Überflutungsdauer außerh. der Vegetationsperiode (15.10.-15.04.)
[d]

Überflutungsdauer im Winter 1998-1999 (15.10.98-15.04.99)

[d]

Veränderungen in der Artmächtigkeit

              

Art

hoch subopt.

hoch

tief

tief subopt.

hoch subopt.

hoch

tief

tief subopt.

Chr,fri

Chr,feu

Ely-Alo

Phaaru

Ran-Alo

Achillea millefolium

 

0

0

0

 

27

28

56

     

Trifolium dubium

 

0

0

  

27

40

      

Lathyrus pratensis

 

0

0

  

27

44

      

Plantago lanceolata

 

0

0

24

 

27

46

83

     

Leontodon autumnalis

 

0

0

42

 

27

48

99

     

Festuca pratensis

 

0

0

23

 

27

52

82

     

Agrostis capillaris

 

0

20

24

 

27

77

83

     

Rumex thyrsiflorus

 

0

23

  

27

82

      

Taraxacum officinalis

 

0

27

42

 

27

91

99

  

  

Poa pratensis

 

0

39

  

27

98

      

Cerastium holosteoides

 

0

25

  

27

88

   

  

Erophila verna

 

0

42

  

27

99

   

  

Alopecurus pratensis

 

0

26

119

 

27

89

152

     

Glechoma hederacea

 

0

26

107

 

27

89

116

     

Trifolium repens

 

0

106

  

27

116

      

Elytrigia repens

 

0

106

119

 

27

116

152

     

Poa trivalis

 

0

121

  

27

159

     

Ranunculus repens

0

1

123

 

43

59

165

     

+

Lysimachia nummularia

0

0

26

107

52

54

88

116

     

Potentilla reptans

0

0

21

80

43

60

77

108

     

Poa palustris

0

1

120

 

43

60

156

   

+

  

Polygonum amphibium

 

1

139

amph.

 

60

180

amph.

     

Plantago intermedia

 

13

121

  

72

157

      

Rorippa sylvestris

 

13

139

  

72

180

      

Alopecurus geniculatus

 

39

125

  

98

171

     

+

Rumex crispus

23

43

113

121

82

99

127

157

     

Phalaris arundinacea

0

13

139

 

54

68

180

   

+

  

Galium palustre

22

24

115

119

77

83

136

153

     

Glyceria maxima

 

112

115

amph.

 

123

136

amph.

     

Carex gracilis

29

120

139

 

100

156

180

      

Rorippa amphibia

 

43

115

amph.

 

99

136

amph.

     

Sukzessionstypen

Das Vorkommen von Pflanzenarten und Vegetationstypen im Deichhinterland ist auf Grund des Entwässerungssystems nicht unmittelbar von der NN-Höhe abhängig; obwohl eine tendenzielle Beziehung zwischen Vegetationstypen und Geländehöhe besteht, lassen sich keine signifikanten Unterschiede zwischen den Höhenamplituden der Gesellschaften nachweisen (Hellwig 2000). Ihr Vorkommen ist vielmehr von der Mikrotopografie und den Grundwasserverhältnissen abhängig.

Da die Melioration nach der Deichrückverlegung entfallen wird, ist für die Prognose zum einen wichtig, wie hoch eine Fläche liegt (Überflutungswahrscheinlichkeit) und zum anderen wie der Ausgangsbestand zusammengesetzt ist (s.o.). Aus diesen Überlegungen ergeben sich grundsätzlich drei Typen von Sukzessionsmechanismen. Sie sind in Abbildung 40 dargestellt.


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Abb. 40: Aus den Versuchsergebnissen abgeleitete mögliche Sukzessionsmechanismen. – Je größer der Anteil der Arten ist, die eine im Bezug auf die Geländehöhe (= spätere Überflutung) ausreichende spezifische Überflutungstoleranz besitzen (III), desto weniger Bestandslücken werden entstehen und desto leichter kann ein erneut stabilisierter und bewirtschaftbarer Grünlandbestand entstehen. Besteht die Vegetation hingegen überwiegend aus nicht überflutungstoleranten Arten (I), entstehen großflächige vegetationsfreie Flächen, die zunächst von Ruderalvegetation bewachsen werden. Der Umbau hin zu stablien Grünlandbeständen dauert in diesem Fall erheblich länger.

4.4.6. Fazit

Flächenprognosen und deren Verifikation

Die Prognosen zu den Auswirkungen der Wiederüberflutung des geplanten Rückdeichungsgebiets orientieren sich an drei Szenarien, die gleichermaßen als Gerüst für die nachfolgende gesellschaftliche und fachliche Diskussion im Vorfeld der Umsetzung des Vorhabens dienen.

An Hand der Ergebnisse aus den standörtlichen Untersuchungen wurden für die Prognose der „Endgesellschaften“ der Grünlandentwicklung die langjährigen Mittelwerte (1964-1998) der Überflutungsdauern pro Vegetationsperiode eingesetzt (vgl. 4.2.3). In den tiefen Geländelagen wurden zudem dynamische von undynamischen Abflussverhältnissen unterschieden, die einen Einfluss darauf haben, in welcher Weise sich Phalarideten und Flutrasen etablieren können.

In Szenario II (Rückdeichungsfläche 420 ha) werden demnach nach Abschluss der Sukzession und unter Beibehaltung der Mähweidenutzung zwei Drittel der Rückdeichungsfläche von wechselfrischen bis wechselfeuchten Grünlandgesellschaften (Leucanthemo-Rumiceten und Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft) bedeckt sein. Da die Fläche im Verhältnis zur Elbe als Ganzes relativ hoch liegt, wird der übrige Teil der Grünlandvegetation unabhängig davon, ob dynamische oder undynamische Abflussverhältnisse vorliegen, aus Rohrglanzgras-Röhrichten bestehen.

Die Geländehöhen fallen zur nördlich fließenden Löcknitz hin ab, so dass die Rückdeichungsfläche im Szenario III (670 ha) ausgedehnte, tief liegende Geländeabschnitte mit einschließt. Dementsprechend liegt der Anteil der Phalarideten hier prognostisch über 50 %. Auf etwa einem Siebtel der Fläche stellen sich unter undynamischen Abflussverhältnissen Flutrasen ein.

Um einschätzen zu können, wie gut sich das auf den Überflutungsdauern basierende Modell die realen Flächenpotentiale im späteren Rückdeichungsgebiet zu beschreiben vermag, wurden die Messergebnisse, in gleicher Weise wie in der Prognose, auf das bestehende Deichvorland übertragen. Es wurde erwartet, dass aus dem Modell resultierende Flächenmosaik die Ergebnisse der Kartierung der rezenten Vegetation nachzeichnet. Die Verifikation erbringt bei den Leucanthemo-Rumiceten und der Quecken-Wiesenfuchsschwanz-Gesellschaft gute Übereinstimmungen in der Flächenbedeckung (67 bis 95 %) und den Grenzlinien der Vegetationstypen. Bei den Phalarideten und den Flutrasen ist das Bild sehr heterogen. Abweichungen von der erwarteten Flächenverteilung kommen insbesondere in extrem „isolierten“ Geländelagen (tiefe Einmuldungen, gute Abdichtung zum Grundwasser durch bindige Oberbodensubstrate) oder aber dort vor, wo ausschließlich Be[Seite 112↓]weidung stattfindet. In beiden Fällen ist der tatsächliche Flutrasenanteil erheblich größer und der Anteil der Phalarideten erheblich kleiner als erwartet.

Die Ergebnisse legen nahe, dass bei einer Überflutungsdauer von mehr als 41 Tagen pro Vegetationsperiode (Übergang von Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft zu den Phalrideten) das Prognoseergebnis stärker von der Mikrotopografie des Geländes beeinflusst wird, als dies in der Unterscheidung von dynamischem und undynamischem Abflussregime berücksichtigt ist. Eben-falls von großer Bedeutung für die Vegetationsdifferenzierung ist die praktizierte Bewirtschaftungsform: Beweidung fördert Flutrasen, Mahdnutzung die Rohrglanzgras-Röhrichte.

Sukzession

Eine große Anzahl von Grünlandarten im rezenten Deichhinterland ist nach jahrzehntelanger Melioration und teilweiser Aushagerung der Böden sowie der Abwesenheit von Überflutungen zum überwiegenden Teil an wechselfrische bis mäßig trockene und mehr oder weniger nährstoffarme Standortbedingungen angepasst. Die Wiederüberflutung aber wird mit einer Zunahme der Bodenfeuchtigkeit und mit dem Eintrag von Nährstoffen einhergehen. Sie wird die Vorkommen eines großen Anteils der vorkommenden Grünlandarten zum Erlöschen bringen.

Am Beispiel von Transekten, die im rezenten Deichhinterland aufgenommen wurden und nach der Rückdeichung wieder überflutet werden, sind die erwarteten vegetationsdynamischen Prozesse hypothetisch nachvollziehbar. Setzt man dazu die mittleren spezifischen Überflutungsdauern der Arten, die im Deichvorland vorkommen, und das Arteninventar des Vordeichgrünlandes ins Verhältnis mit der zu erwartenden mittleren Überflutungsdauer entlang der Transekte, so können generell drei verschiedene Sukzessionstypen unterschieden werden: 1. Ist ein Bestand aus Arten zusammengesetzt, die die erwartete mittlere Überflutungsdauer tolerieren (spezifische Überflutungsdauer der Arten ≥ erwartete mittlere Überflutungsdauer), so kommt es im Wesentlichen nicht zu Bestandsveränderungen. 2. Ist ein Teil der Arten nicht ausreichend überflutungstolerant, entstehen im Bestand Lücken, die kurzfristig von Pionierarten eingenommen werden, die nachfolgend wieder von den vorhandenen oder einwandernden Grünlandarten (Nutzung als Selektionsfaktor wichtig!) verdrängt werden. 3. Ist die Vegetation ausschließlich aus nicht überflutungstoleranten Arten zusammengesetzt, so stirbt sie vollständig ab. Zunächst werden sich hier Pionierfluren einstellen („instabiles Zwischenstadium“), die allmählich von einwandernden Grünlandarten verdrängt werden.

Dem Prognosemodell wie auch den Sukzessionsmechanismen liegen langjährige Mittelwerte der Überflutungsdauern der Pflanzengesellschaften zu Grunde. Diese eignen sich, wie aufgezeigt, dazu, die langfristige Vegetationsverteilung im Rückdeichungsgebiet vorherzusagen. Allerdings sind die Wasserstandsbewegungen der Elbe von Jahr zu Jahr verschieden und weisen charakteristischerweise eine hohe Dynamik auf, welche das Vorkommen und Gedeihen der Grünlandvegetation limitieren. Wie wirkt sich die Dynamik auf den erwarteten Vegetationsumbau im Rückdeichungsgebiet aus?

An Hand von Transekten, die vor und nach den starken Winterhochwässern (HQ10) des Winters 1998/99 aufgenommen wurden, kann gezeigt werden, dass die realisierte Überflutungsdauer die mittlere Überflutungsdauer der vorgefundenen Arten weit überschritten hat. Die Veränderungen in den Beständen, vor allem Artmächtgkeitsverschiebungen der ausdauernden Arten, waren hingegen vergleichsweise gering. Die Überflutungstoleranz, zumindest für die Zeit der Vegetationsruhe, liegt demnach weit über der mittleren spezifischen Überflutungsdauer der Grünlandpflanzen.


Fußnoten und Endnoten

3 * Die Deckschicht besteht aus Auenlehm; dieser definiert sich über die Bodenartenzusammensetzung. Als Auenlehm werden demnach alle Substrate zusammengefasst, die einen mittleren bis hohen Feinerdeanteil besitzen, d.h. Sande mit S>l2, S>u2, S>t2, Lehme und Tone (vgl. Gröngröft & Schwartz 1999).



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11.01.2005