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5.  Zusammenfassende Diskussion und Schlussfolgerungen

5.1. Vegetationsentwicklung

5.1.1. Standortbedingungen der Grünlandvegetation

Gefüge der Standortfaktoren im rezenten Deichvorland und deren Einfluss für die Differenzierung der Grünlandvegetation

Trotz vielfältiger anthropogener Eingriffe in das Abflussgeschehen der Elbe (Stauhaltung, Begradigung, Uferbefestigung) ist das vordeichs liegende Auengrünland im Untersuchungsgebiet nach wie vor großen standörtlichen Schwankungen ausgesetzt. Sie sind Folge einer ökologischen Wirkungskette, dessen treibende Kraft die Abflussdynamik des Flusses ist (vgl. Abb. 41). Die Veränderungen der Wasserspiegellagen bedingen Überflutungen und Grundwasserstandsschwankungen, die die Auenböden abwechselnd vernässen und wieder austrocknen lassen. Mit dem Flutwasser werden bei Hochwassern große Sedimentfrachten herangetragen und in der Aue abgelagert, an anderen Stellen vermag der Fluss – wenngleich nur noch in begrenztem Umfang – erodierend und sedimentierend die Morphologie der „rezenten Aue“ zu gestalten.

Abb. 41: Schematisiertes Beziehungsgefüge und Hierarchie der Standortfaktoren im überflutungsgeprägten Auengrünland. – Zwischen den Standortfaktoren bestehen komplexe Wechselwirkungen. Um die Hierarchie der Standortfaktoren deutlich zu machen, sind nur die wichtigsten Einflussrichtungen durch Pfeile dargestellt. Die Abflussdynamik ist der wesentliche Standortfaktor in Flussauen, von dem alle weiteren Faktoren abhängig sind.
Im hinterdeichs liegenden Grünland wirkt sich der Faktorenkomplex aus Hydro- und Morphodynamik (zusammen = Auendynamik) nur über das Auftreten von Qualmwasser auf die Vegetation aus. Hier ist die Bewirtschaftung, wie in Grünlandbereichen sonst üblich, der bedeutendste Standortfaktor.

Alle weiteren Standortfaktoren, mit Ausnahme klimatischer Einfüsse, sind von der Abflussdynamik des Flusses abhängig und werden, direkt oder indirekt sowie in verschiedenen Zeitmaßstäben, von dieser gesteuert (vgl. Kap. 4.2). Sie bilden ein komplexes Gefüge aus Abhängigkeiten, Wechselwirkungen und Rückkopplungsmechanismen, das die Wuchsbedingungen der Grünlandvegetation prägt.


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Die wichtigsten dieser Pfade, über die die Abflussdynamik auf die Vegetation einwirken, werden nachfolgend kurz betrachtet:

Abflussdynamik – Grundwasser: Zwischen dem Oberflächenwasser und dem Grundwasser besteht im Untersuchungsgebiet über die gut bis sehr gut durchlässigen Sande und Kiese an der Flusssohle ein enger Kontakt. Somit folgt der Aquifer in der Aue unmittelbar den Wasserstandsbewegungen der Elbe. Unter gespannten Verhältnissen pflanzen sich Wasserspiegeländerungen im Grundwasser in Form von Druckwellen fort, die sich rasch vom Fluss weg in das Deichvorland und das Deichhinterland ausbreiten. Unter ungespannten Verhältnissen bewirkt ein Wasserspiegelanstig der Elbe eine Hebung des Grundwasserpotentials. Die Ausbreitungsgeschwindigkeit solcher Bewegungen ist langsam. Ein großer Teil des Wassers wird in den Poren des Sandkörpers gespeichert, wodurch die Grundwasserwelle gedämpft und ihre Reichweite verkürzt wird (Montenegro et al. 2000).

Auch in breiten Abschnitten des untersuchten derzeitigen Deichvorlandes herrschen dynamische Grundwasserverhältnisse vor, da die Flutrinnen an das Wasserstandsregime der Elbe angeschlossen sind und bei ansteigenden Pegeln von dort aus Flutwasser in das Grundwasser infiltrieren kann.

Die vom Fluss ausgehenden Schwankungen des Grundwasserstands haben weitreichende Auswirkungen auf den Wasser- und Stoffhaushalt der Böden. Wie in Kapitel 4.2.4 durch die vergleichende Betrachtung von Grundwasserstatistiken und Vegetationstypen aufgezeigt wurde, bestimmen sowohl die topografische Höhe eines Standorts wie auch die Mächtigkeit der Auenlehmdecke, inwieweit das Grundwasser durch kapillaren Aufstieg zur Wasserversorgung der Vegetation beitragen kann.

Die neue Deichlinie wird das Grabensystem vom bisherigen Vorfluter Löcknitz abtrennen. Die Flut-rinnen, die bei der Entnahme von Material für den Deichbau entstehen, werden, da die Auelehmdecke durchbrochen wird, wie die Gräben einen hydraulischen Anschluss an den Aquifer bekommen. Sie sind relativ gleichmäßig über die Rückdeichungsfläche verteilt und sprechen zudem in der Mehrzahl bereits bei kleineren Hochwassern auf den steigenden Elbepegel an. Insofern sind im ge-samten Rückdeichungsgebiet dynamische Grundwasserbedingungen zu erwarten.

Zwar wird die dynamische Interaktion zwischen dem Grundwasser und den Flutrinnen durch Sedimentation bindiger Substrate allmählich nachlassen. Dennoch werden aber die Amplituden der Grundwasserschwankungen gegenüber der rezenten Situation wesentlich zunehmen, und dies umso stärker, je direkter die Gewässer oberflächlich an die Wasserstandsbewegungen der Elbe angeschlossen sind und je besser Flutwasser in das Grundwasser infiltrieren kann.

Grundwasser/Abflussdynamik (Überflutung) – Boden:Die Hydrodynamik, also der Komplex aus Grundwasserschwankungen und Überflutungen, wirkt sich sowohl auf das Wasserdargebot als auch auf den Nährstoffhaushalt der Auenböden aus.

Die schwankenden Grundwasserpotentiale induzieren einen häufigen Wechsel zwischen oxischen und anoxischen Bodenbedingungen, der die Löslichkeit vieler bodenbürtiger (Nähr-)Stoffe beeinflusst (Heinrich et al. 1999). Sie werden nicht allein zwischen den Bodenschichten verlagert, sondern stehen auch den Pflanzen in wechselnder Form und Konzentration zur Verfügung.

Die anoxischen Bodensituationen stellen für die Grünlandvegetation ein erhebliches Stresspotential dar, auf das die bestandsbildenden Arten mit vielfältigen Anpassungsstrategien reagieren (s. Kap. 5.1.3).

Pflanzen, die unter dynamischem Wasserregime wachsen, müssen aber nicht nur in der Lage sein, Phasen mit Wasserüberschuss zu überstehen. Ein ebenso großes Problem stellen Trockenperioden dar, die während Niedrigwasserperioden und häufig in Verbindung mit geringen Niederschlagsmengen auftreten. Die Bodenart hat einen erheblichen Anteil an der Fähigkeit der Böden, Wasser zu speichern. Tonreiche Oberböden können zwar größere Wassermengen beinhalten als sandreiche, doch steht ein großer Anteil dieses Wassers den Pflanzen nicht zur Verfügung (sog. Totwasser). Verglichen mit den tonreichen brauchen beispielsweise lehmig-sandige Oberböden länger, bis sie in den Bereich des permanenten Welkepunkts gelangen und können deshalb länger Wasser für die Vegetation zur Verfügung halten (Miehlich et al. 1999a).


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Das Austrocknungsrisiko betrifft vor allem hoch gelegene Sandorte, deren meist geringmächtige Auenlehmdecke gleichermaßen als Wasserreservoir dient: der Wasservorrat, der außerhalb der Vegetationsperiode durch Niederschläge und eventuelle Überflutungen aufgefüllt wird, ist häufig nach der Ernte des ersten Aufwuchses erschöpft. Dadurch kommt es, wenn nicht erneut Wasser zugeführt wird, zu extremem Trockenstress. Auch in den Geländeabschnitten, in denen das Grund-wasser zur Wasserversorgung der Vegetation beiträgt, treten Wassermangelsituationen auf, wenn die Evapotranspiration die Nachlieferung übersteigt. Wie aus den Untersuchungen von Leyer (1999) hervorgeht, sind solche Situationen für viele Feuchtwiesenarten bereits limitierend; dies muss bei der Definierung von Zielarten für den Grünlandschutz berücksichtigt werden (s. Kap. 5.2.2).

Abflussdynamik – Bewirtschaftung: Überflutungsbeeinflusstes Grünland unterliegt einem erhöhten Bewirtschaftungsrisiko. Vordeichsflächen werden dementsprechend nur außerhalb der Hochwasserperiode, d.h. im Zeitraum zwischen Mai und November, bewirtschaftet. Auch in dieser Zeit können Hochwasserereignisse dazu führen, dass die Beweidung unterbrochen und anstehende Mahdtermine verschoben werden oder ganz ausfallen müssen (Heinken et al. 1999).

Die Landbewirtschaftung passt sich an das hydrologische Regime an. Sehr tief gelegene Flutrasenflächen werden ausschließlich beweidet (vgl. Kap. 4.2.5). Angepasst an die Bodenverhältnisse wer-den nur solche Flächenanteile gemäht, die sich für die Befahrung mit schweren Maschinen eignen. Auch die Landnutzung im Rückdeichungsgebiet wird sich in der Auswahl der Nutzflächen und Bewirtschaftungsoptionen an die hydrologischen Bedingungen anpassen müssen (vgl. Kap. 5.2).

Mit Hilfe Kanonischer Korrespondenzanalysen (CCA) wurde belegt, dass im Gegensatz zu herkömmlichen Grünlandstandorten der Einfluss der Bewirtschaftung auf die Differenzierung der Grünlandvegetation in der rezenten Aue hinter den Einfluss der Hydrodynamik zurücktritt (vgl. Kap. 4.2.5). Dieses Ergebnis wird auch von Leyer (2000) an Hand von Untersuchungen an Grünlandvegetation im Gebiet der Mittelelbe gestützt.

Abflussdynamik (Überflutung) – Morphodynamik:Morphodynamische Prozesse spielen im derzeitigen Vordeichgrünland nur eine untergeordnete Rolle. Zwar werden mit den Hochwassern erheblich Sedimentfrachten herangetragen und in der Aue abgelagert, doch die aufgelagerten Schichtmächtigkeiten sind kaum groß genug, um das Wachstum der Pflanzen zu beeinträchtigen. An exponierten Stellen kann es, wie die vergleichenden Transektuntersuchungen in Kapitel 4.4.5 zeigen, durchaus zu größerem Bodenabtrag kommen. Die Grasnarbe wird dadurch aber nicht notwendigerweise verletzt.

Standortgefüge im rezenten Deichhinterland und erwartete Veränderungen

Die beschriebenen Standortfaktoren und deren Wechselwirkungen treffen für das derzeitige Deichhinterland nur zum Teil zu. Die Hydrodynamik der Elbe wirkt sich zwar auch hier primär durch Schwankungen im Grundwasserpotential aus und verursacht die oben beschriebenen bodenchemischen Prozesse, im Gegensatz zum Deichvorland kommt es jedoch nicht zu Überflutungen. Stattdessen tritt bei langanhaltenden gespannten Grundwasserpotentialen Qualm- oder Drängewasser zu Tage. Dessen Auftreten ist insbesondere von der topografischen Höhe und der Mächtigkeit der (tonreichen) Auenlehmdecke abhängig, die nach Untersuchungen von Meyenburg et al. (1999) zwischen 0,5 und 3 m variiert, zumeist jedoch weniger als 2 m dick ist.

Infolge kulturtechnischer Maßnahmen werden die der Aue zufließenden lateralen Zuflüsse nicht in der Hauptsache durch die Elbe, sondern durch die Löcknitz abgeführt (vgl. Montenegro et al. 2000). Der Mittelwasserstand der Löcknitz liegt unterhalb dem der Elbe; sie fungiert insofern als der eigentliche Vorfluter. Von Bedeutung für das Grundwaserregime sind im Deichhinterland ebenfalls die Gräben des Entwässerungssystems; sie dienen vor allem dazu, das Qualmwasser von den landwirtschaftlichen Nutzflächen zur Löcknitz abzuleiten (Flemming 1998). Durch die Regulierungen des Grundwasserstandes kommt es in Trockenperioden regelmäßig zur Austrocknung des Oberbodens, wodurch die Grünlandvegetation unter erheblichen Wasserstress gerät. Der überwiegende Teil der Standorte weist wechselfrische Bedingungen auf.


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Die natürlichen Beschränkungen für die landwirtschaftliche Nutzung im Deichhinterland sind auf Grund der Meliorationsmaßahmen weitaus geringer als im Deichvorland. Gleichwohl werden die Weidetiere im Winter überwiegend auf trittfeste Flächen außerhalb der Auen gebracht, da sich nur wenige Flächen innerhalb der von Qualmwasser beeinflussten Zone des Deichhinterlands als Winterweiden eignen.

Im Zuge der Deichrückverlegung werden die Standortbedingungen im Deichhinterland denen des rezenten Deichvorlandes angeglichen. Damit einher gehen sämtliche beschriebenen Wechselwirkungen. Die einschneidenste Veränderung ist die Zulassung von Überflutungen; aber auch die Grundwasserdynamik wird, nachdem die regulierende Wirkung des Entwässerungssystems wegfällt und ein weitverzweigtes System von Flutrinnen einen Anschluss an die Wasserspiegelschwankungen der Elbe herstellen wird, erheblich zunehmen. Nach Vorhersagen von Montenegro et al. (2000) wird die Amplitude der Grundwasserstände unter den neuen Randbedingungen sowohl nach unten als auch nach oben zunehmen. Hochwasserwellen werden schneller und intensiver ins neue Vorland übertragen werden (Montenegro et al. 1999a). Für die vorkommenden Grünlandpflanzen werden sich die Wuchsbedingungen demnach grundlegend verändern (s. Kap. 5.1.2); die derzeitige relativ gleichmäßige Wasserversorgung weicht einem dynamischeren Wechsel von Wasser-über- und -unterversorgung.

5.1.2. Allgemeine Wirkung der veränderten Standortdynamik auf die Vegetation

Ausmaß der Vegetationsdynamik: Fluktuation vs. Sukzession

Nach Grime (1979) fasst der Begriff Stress alle externen Fakoren zusammen, die Wachstum von Pflanzen bzw. die Produktion von Phytomasse beschränken. Als wichtigste hierunter sind der Mangel bzw. das Überangebot an Licht, Wasser und mineralischen Nährstoffen zu nennen. Pflanzenarten oder auch verschiedene Genotypen besitzen ein unterschiedliches Vermögen, Stress zu tolerieren. Zwischen den verschiedenen Stressfaktoren, die im Verlauf eines Jahres an einem gegebenen Standort auf die Vegetation einwirken, können komplexe Wechselbeziehungen bestehen, wodurch die Analyse der Einflussgröße der Einzelfaktoren erschwert wird.

Übersteigen bzw. unterschreiten ein oder mehrere Standortfaktoren die Toleranz der Vegetation so weit, dass es zu einer partiellen oder völligen, „katastrophalen“, Vernichtung der Phytomasse kommt, so spricht man von einer Störung. Ihr folgt meist eine mehrstufige Sukzession nach, die zum vorherigen oder zu einem neuen Bestand führt. Einen Spezialfall bildet die Entnahme von Phytomasse im Rahmen der landwirtschaftlichen Grünlandnutzung, bei der der gewünschte Pflanzenbestand durch die kontrollierte und regelmäßige Störung erhalten wird.

Unter den Standortbedingungen des Deichhinterlandes haben sich stabile, d.h. abgesehen von jahreszeitlichen (phänologischen) und witterungsbedingten Schwankungen (Fluktuationen) fortbestehende Grünlandbestände ausgebildet. Sie befinden sich in einem Konkurrenzgleichgewicht
(s. Abb. 42, Zustand B). Störungen treten in der Regel nur in Form landwirtschaftlicher Nutzung auf (Phytomasseentnahme durch Mahd oder Beweidung, Viehtritt). Überstauungen mit Qualmwasser, die langanhaltend genug sind, um die Vegetation zu schädigen, werden durch die Melioration des Gebiets verhindert. Die Bestände reagieren auf Grund ihrer Anpassung an die Nutzung elastisch auf die Störungen und kehren stets zu ihrem Ausgangszustand zurück. In Jahren mit extremen Witterungsverläufen treten mitunter starke fluktuative Veränderungen auf, besonders im ersten Aufwuchs, beispielsweise das massenhafte Vokommen von Leguminosen (z.B. Vicia spp., Trifolium spp., Lathyrus pratensis) oder bestandsbildenden Süßgräsern. D.h. im derzeitigen Zustand übertreffen die witterungsbedingten Bestandsveränderungen diejenigen, die durch Störungen verursacht werden (Abb. 42: Ausschlag des Pendels).

Durch die Deichrückverlegung treten neben der Bewirtschaftung als zweite Störgröße fortan Hochwasser auf. Langanhaltende Überflutungen sind in der Lage, nicht ausreichend überflutungsresistente Bestände teilweise oder vollständig zu zerstören und gerichtete, auf ein neues Konkurrenzgleichgewicht hinführende syndynamische Prozesse (Sukzession) einzuleiten. In diesem Fall übersteigen die Vegetationsveränderungen, die durch die Störungen versursacht werden, die der Fluktuation; das System bewegt sich rasch auf den neuen Gleichgewichtszustand zu. Sind die auftreten[Seite 117↓]den Hochwasser jedoch schwächer, bewegt sich das System also langsamer auf den neuen Gleichgewichtszustand zu, können auftretende Bestandsfluktuationen die Sukzession gleichsam „verdecken“. Nach den Untersuchungsergebnissen aus den Nutzungsexperimenten (vgl. Kap. 4.3) ist dies besonders für Grünlandbestände der höheren Geländeabschnitte zu erwarten. Um solche Entwicklungen deutlich nachweisen zu können, haben sich Hauptkomponentenanalysen als wirksames Hilfsmittel erwiesen.

Abb. 42: Modell des Zusammenwirkens von Fluktuation und Sukzession im überflutungsgeprägten Auengrünland. – Unter den derzeitigen Standortverhältnissen überwiegen im geplanten Rückdeichungsgebiet in den Grünlandbeständen (Kugel) witterungsbedingte fluktuative Veränderungen (Pendeln) gegenüber solchen, die durch Störungen (Bewirtschaftung: Mahd, Beweidung) verursacht werden. Die stabilen Bestände kehren stets zum Ausgangszustand zurück. Durch die Deichrückverlegung tritt als Störfaktor neben die Bewirtschaftung die Überflutung. Die veränderten Standortverhältnisse werden in weiten Bereichen zu syndynamischen Prozessen führen, an deren Ende neue, von den Ausgangsbeständen verschiedene Grünlandgesellschaften stehen. Vor allem in den ersten Jahren, d.h. bis sich an die neuen Standortbedingungen angepasste, stabile Grünlandbestände eingestellt haben, können die Auswirkungen der Sukzession die der Fluktuation übertreffen. Katastrophale Hochwasser können jedoch auch nach Etablierung standortangepasster Vegetation jederzeit zu massiven Schädigungen an der Grünlandvegetation führen und erneut Sukzessionsvorgänge in Gang setzen.

Die Lage des neuen Konkurrenzgleichgewichts wird maßgeblich davon beeinflusst, ob die Grünlandbestände intensiv (A) oder extensiv (C) bewirtschaftet werden. Nach Einstellung des neuen Gleichgewichts werden die fluktuativen Veränderungen dominieren, katastrophale Hochwasser können aber jederzeit zum großflächigen Absterben, zumindest aber zu ausgedehnten Schädigungen der Grasnarbe führen. Die neu etablierten Bestände sind allerdings gegen solche Ereignisse weniger empfindlich, d.h. „dynamisch robuster“, als die vorherigen, hinterdeichs liegenden, „dynamisch instabilen“ Pflanzengemeinschaften (vgl. Begon et al. 1991).

Allgemeine syndynamische Prozesse bei Wiederüberflutung

Die syndynamischen Prozesse nach der Deichrückverlegung werden sowohl durch die Zusammensetzung der Ausgangsbestände und die Überflutungstoleranz der vorkommenden Pflanzenarten als auch durch die Ausprägung der Standortdynamik (Überflutung: Andauer, Zeitpunkt etc.) bestimmt (s. Abb. 43). Sie können reichen von geringen fluktuativen Veränderungen (linke Seite) – im Falle, dass die Ausgangsbestände ausreichend überflutungstolerant sind – über die teilweise Ruderalisierung der Bestände (Mitte) bis hin zu deren vollständigem Absterben und Neubesiedlung (Sekundär-Sukzession; rechte Seite). Katastrophale Folgen auf die rezente Vegetation sind besonders dann zu erwarten, wenn Ausgangsbestände mit geringer Überflutungstoleranz von langanhaltenden Hochwassern bei stagnierendem Wasser betroffen werden (vgl. Volger 1957, Raabe 1960).

Die Bildung von Narbenlücken, die dem Absterben nicht ausreichend überflutungsempfindlicher Arten folgt, vermindert die Konkurrenz für die verbleibenden überflutungstoleranten Arten (Phase I). Unter diesen können sich Pflanzen mit hohem vegetativen Regenerationspotential stark ausbreiten [Seite 118↓](Phase II). Gleichzeitig bieten die Vegetationslücken bereits vorhandenen und durch das Flutwasser eingetragenenen Diasporen günstige Auflaufbedingungen. Nach Hellberg (1995) können unter den aufkommenden Arten zunächst auch solche sein, die von der Überflutung geschädigt wurden, aber erst bei wiederholter Überflutung nach mehrfachem Aufkeimen und Absterben ihren Diasporenvorrat ganz erschöpfen und so sukzessive aus den Beständen verschwinden. Auf den freiwerdenden Flächen haben Pionierbestände die besten Etablierungschancen. Sie können sich vor allem dann längerfristig halten, wenn die Standorte wiederholten starken Störungen unterworfen sind – beispielsweise langanhaltender Überflutung mit gleichzeitiger starker Sedimentation oder Erosion – und wenn die Einwanderung überflutungstoleranter Grünlandarten nur langsam verläuft.

Abb. 43: Allgemeine syndynamische Prozesse bei Wiederüberflutung von Auengrünland.


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Am Ende der Umbauphase stabilisieren sich die Grünlandbestände auf neuem Niveau (Phase III). Sie sind nun je nach Geländehöhe des Standorts aus mehr oder weniger überflutungstoleranten Arten zusammengesetzt. Für ihren Fortbestand sind Überflutungen nunmehr zwar Grundvoraussetzung, extreme Hochwasser sind jedoch weiterhin in der Lage, die Bestände stark zu schädigen und erneut weitreichende syndynamische Prozesse in Gang zu setzen. Ebenfalls können allmähliche Veränderungen in der Trophie und Korngrößenzusammensetzung der (Ober-)Böden oder auch in den Grundwasserverhältnissen zu weiteren Bestandsveränderungen führen. Verschiebungen in den Konkurrenzverhältnissen, z.B. die Beschattung lichtliebender kleinwüchsiger Artendurch eingewanderte hochwüchsige Arten, können auch in dieser Phase noch zu Veränderungen in der Artenzusammensetzung führen (vgl. Kap. 4.4.5; Abb. 34 u. 35).

Auf Grund bestehender Erfahrungen bei der Wiedervernässung von Feuchtgrünland (vgl. Hellberg 1995) kann davon ausgegangen werden, dass das Artenspektrum wie es sich nach der Rückdeichung ausbilden wird, vor allem vom jetzigen Arteninventar abhängt. Die Sukzession entspricht somit dem Modell der „initial floristic composition“ nach Egler (1954). Demnach sind an einer Sukzession überwiegend die schon im Initialstadium vorhandenen Arten vorhanden, währenddessen neu einwandernde Arten nur eine untergeordnete Rolle spielen. Gleichwohl ist infolge der großen Dynamik der Elbwasserstände sowie wegen der ausgeprägten, naturnahen Vegetation der Ufer und Buhnenfelder das Besiedlungspotential durch eingetragene Diasporen erheblich größer als an den meisten anderen mitteleuropäischen Strömen.

5.1.3. Bestand und Individuum: Sukzessionsabfolge in Abhängigkeit von Überflutungstoleranz, Standort und Bewirtschaftung

Aus welchen Arten sich der zukünftige Bestand zusammensetzt, ist davon abhängig, welches Wuchs- und Regenerationspotential die Arten unter den neuen Standortbedingungen realisieren können sowie von der Konkurrenzkraft, die die Arten abhängig davon im Bestand entwickeln können. Nur wenn mögliche Dominanzbildner in ihrer Entwicklung durch Störungen bzw. Stressfaktoren gehemmt werden, können artenreiche Pflanzenbestände entstehen, in denen konkurrenzschwache, komplementäre Arten ebenfalls existieren können (Grime 1980, Verkaar & Londo 1993). Wie Hellberg (1995) darlegt, übersteigt die physiologische Toleranzgrenze der potentiell dominanten Arten in der Regel die der konkurrenzschwachen Arten bei weitem. Um artenreiche Bestände entwickeln zu können, sei deshalb der gezielte Einsatz von Stressfaktoren bzw. Störungen, besonders in Form der Flächennutzung, notwendig.

Lebensstrategiespektren an der Sukzession beteiligter Pflanzenarten

Die syndynamischen Prozesse, die mit der Überflutung des Rückdeichungsgebiets einhergehen, sind von der Fähigkeit der vorhandenen Arten abhängig, auf den betroffenen Standorten fortzubestehen bzw. diese zu besiedeln. Um den Sukzessionsverlauf vorherzusagen, bietet sich die Verwendung von Lebensstrategie-Konzepten an.

In Tabelle 26 sind die Lebenseigenschaften von 50 im rezenten Vordeichgrünland vorkommenden Grünlandarten zusammengestellt. Der überwiegende Anteil dieser Arten kommt ebenfalls im Deichhinterland vor, wenngleich die Arten mit hoher bis sehr hoher Überflutungstoleranz hier nur in Geländemulden und im Randbereich von Gewässern zu finden sind (vgl. Abb. 34 und 35 in Kap. 4.4.5).


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In den Grünlandbeständen geringer bis mäßiger Überflutungstoleranz herrscht, da die von ihnen besiedelten Standorte einer vergleichsweise geringeren Störungsintensität ausgesetzt sind, der Stra-tegietyp CSR bis CS (vgl. grau unterlegtes Textfeld) vor. Die zugehörigen Arten sind in der Regel ausdauernde Hemikryptophyten und können sich sowohl generativ als auch vegetativ ausbreiten. Therophyten treten in diesen Beständen nicht regelmäßig auf; sie benötigen Bestandslücken, die durch langanhaltende Überflutungen im Kombination mit trockener Witterung im Frühjahr bzw. durch Viehtritt verursacht werden können.

Lebensstrategien, gemeinhin als ein Komplex gemeinsam erworbener Anpassungsmerkmale definiert, sind ein verlässliches Instrumentarium für die Beschreibung von Ausbreitungs- und Etablierungsmechanismen in Pflanzengesellschaften. Überdies wurde insbesondere das von Grime (1974, 1977, 1979) entwickelte „C-S-R-Modell“ (vgl. Abb. 44; Definitionen s. unten) dafür verwendet, Sukzessionsvorgänge und langfristigen Florenveränderungen zu beschreiben und zu analysieren (vgl. Klotz 1987, van der Maarel 1988 u.a.). In Anbetracht verbreiteter Kritik an der zu stark vergröberten Typisierung verschiedener Strategien haben Frey & Hensen (1995), ausgehend von dem auf Bryophyten bezogenen Lebensstrategien-Konzept nach During (1992), ein erweiteres Lebensstrategien-Konzept für Gefäßpflanzen vorgestellt, das im folgenden neben dem von van der Maarel (1988) ergänzten System von Grime (1979) zur Anwendung kommt (s. Tab. 26). Es beinhaltet neben den Aspekten Stresstoleranz und Störungsresistenz und Konkurrenzverhalten auch die Lebensform und -dauer sowie Ausbreitungs- und Reproduktionsmerkmale der Arten.

Das „C-S-R“-Lebensstrategien-Konzept nach Grime (1979) unterscheidet Primär- und Sekundärstrategien. Nach dem Autor fassen die Primärstrategien drei fundamental verschiedene Antwortmuster (Strategien) von Pflanzen auf die Hauptstandortfaktoren Stress und Störung zusammen (s. Definitionen im Kap. 5.1.2). Die zugeordneten Pflanzentypen werden Competitors (C; Konkurrierer), Ruderals (R; Ruderale) und Stress-Tolerators (S; Stress-Tolerierer) genannt. Sie werden in bezug auf bestimmte Lebenseigenschaften, wie z.B. ihrer Höhe, Lebensdauer, Wachstumsraten, Verhalten bei Stress/Beschädigung etc., und ihrem Vorkommen in bestimmten Habitaten hin generalisiert.

Angepasst an die Gegebenheiten unterschiedlicher Habitate haben sich im Laufe der Evolution unter verschiedener Intensität von Stress, Störungen und Konkurrenz intermediäre Sekundärstrategien herausgebildet. Sie sind in Abb. 44 dargestellt. Grime ( ebd.) schlägt demnach vier, an Hand von Feld- und Laboruntersuchungen belegbare, Sekundärstrategie-Typen vor: Competitive Ruderals (C-R; angepasst an Habitate mit geringem Stresseinfluss und einer durch Störungen begrenzten, mäßigen Konkurrenz), Stresstolerant Ruderals (S-R; anpasst an wenig gestörte, unproduktive Habitate), Stress-tolerant Competitors (C-S; angepasst an verhältnismäßig wenig gestörte Standorte mit mäßigem Stresseinfluss) und C-S-R strategists (angepasst an gleichermaßen mäßigen Stress- und Störungseinfluss).

Die Arten mit hoher bis sehr hoher Überflutungstoleranz lassen sich in der Hauptsache zwei Strategietypen zuordnen: In den Flutrasen herrschen CR-Strategen vor, die sich durch Stolonenwachstum klonal ausbreiten und so vegetationsfreie Flächen rasch besiedeln können. Sie werden nach dem Klassifizierungesystem von Frey & Hensen (1995) als Besiedler aufgefasst. Im Gegensatz dazu sind die Röhrichte von C- bis CS-Strategen dominiert. Diese überdauern ungünstige Wachstumsperioden als ausdauernde Geo- oder Hemikryptophyten.

Abbildung 44 veranschaulicht schematisch die in Abbildung 43 dargestellten syndynamischen Vorgänge im triangulären Standortgefüge aus Konkurrenz, Störungen und Stress (vgl. Grime 1979; Erklärungen s.o.). Unterschieden sind Bestände der hohen (b) und tiefen (c) Geländelagen; weiterhin wird bei der Darstellung davon ausgegangen, dass die Bestände in der bisherigen Intensität landwirtschaftlich genutzt, d.h. regelmäßig gestört, werden (schwarze Pfeile). Die Sukzession unter ausbleibender bzw. stark extensiver Bewirtschaftung (Beweidung) entspricht den grauen, gestrichelten Pfeilen. Sie führt langfristig zu Auenwald (CS-Strategen = Weichhölzer, S-Strategen = Harthölzer) bzw. zu halboffenen, von Gehölzen und Röhrichten durchsetzten Weideflächen.


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Abb. 44: Schematische Darstellung der Sukzession an Hand der (a) Strategiespektren im Faktorengefüge Stress–Konkurrenz–Störungen nach Grime (1979). – Es bedeuten: Schwarze Pfeile = Entwicklung bei Beibehaltung der landwirtschaftlichen Nutzung in bisheriger Form und Intensität; graue gestrichelte Pfeile = Entwicklung bei Aufgabe der landwirtschaftlichen Nutzung.

In den wechselfrischen bis wechselfeuchten Grünlandbeständen der höheren Geländelagen (b) herrscht im Mittel der Strategietyp C-S-R vor. Die Sukzessionstendenzen richten sich danach, wie störungsempfindlich (überflutungsempfindlich) die bestandsbildenden Arten sind. Ist der überwiegende Anteil der Arten nicht überflutungsresistent (S1), so stirbt die Grasnarbe weitgehend ab. Ruderalstrategen (R, CR) setzen sich zunächst durch; der Bestand stabilisiert sich auf einem neuen Niveau. Bestandsbildend sind nun wuchsstarke Röhrichtarten, so dass sich das Strategiespektrum sich in Richtung der konkurrenzzstarken Arten verschiebt. Ist ein größerer Anteil der vorkommenden Pflanzen überflutungstolerant (S2), so können die entstehenden Bestandslücken rasch von verbliebenen ausbreitungspotenten Arten (z.B. Elytrigia repens) besiedelt werden. Kurzzeitig entstehen günstige Keimungsbedingungen, besonders für Therophyten (R- u. SR-Strategen). Im Schutz der Bestandslücken („safe sites“) können sich aber auch neue Grünlandarten und Gehölze etablieren. In den bereits an Überstauungen angepassten wechselnassen Grünlandbeständen (c) sind die Veränderungen im Gegensatz dazu sehr viel geringer. Bestandslücken werden kaum entstehen und schnell von den verbliebenen wuchsstarken (Röhricht-) Arten geschlossen. Es ist deshalb zu erwarten, dass sich das Strategiespektrum allenfalls kurzzeitig verschiebt (S3).

Wird die Nutzung aufgegeben, so werden sich ebenfalls Gehölze etablieren. Weicholzauengehölze (CS-Strategen: Produktion großer Mengen von [anemochoren] Diasporen; Bewurzelung abgerissener Sprossstücke) haben dabei wegen ihrer großen generativen und vegetativen Ausbreitungsfähigkeit bessere Etablierungschancen als Hartholzauengehölze (S-Strategen: geringere Mengen an größeren Diasporen; keine vegetative Verbreitung).

Lebens- und Wuchsformen

Im Gegensatz zu Hellberg (1995), der die Überflutungstoleranz von periodisch und kontrolliert überfluteten Grünlandarten insbesondere auf Niedermoorböden untersucht hat und unter den gering bis mäßig überflutungsresistenten Pflanzenarten ein vorwiegendes Auftreten von Pflanzen


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Tab. 26: Spektrum der Lebenseigenschaften von Arten des überflutungsbeeinflussten Vordeichgrünlandes.

Lebenseigen-schaften

nach van der Maarel 1988

nach Frey & Hensen 1995

  

Art

Lebens- und Wuchsform

Strategietyp

Lebens-dauer

Ausbrei-tung

Reproduk-tion

Strategie-typ

Verbreitungs-schwerpunkt

Feuchtewert

(vgl.Ellenberg et al. 1992)

geringe bis mäßige Überflutungstoleranz

  

Veronica arvensis

Tv

ma

SR

E

F/N

g

Epg

Wgl

4

Myosotis stricta

Tv

ma

SR

E

F/N

g

Epg

Wgl

3

Cerastium pumilum

Tv

ma

SR

E

F/N

g

Epg

Wgl

2

Erophila verna

Tv

ra

SR

E

F/N

g

Epg

Wgl

3

Trifolium dubium

Tm

ma

SR

E

F/N

g

Epg

Wgl

5

Vicia tetrasperma

Tm

da

SR

E

N

g

Epg

Wgl

5

Bellis perennis

Hb

ra

SR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

5

Taraxacum officinale agg.

Hb

ra

SR

A

F

g

AFg

Wgl

5

Cerastium holosteoides

Hb

ca

CR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

5

Plantago lanceolata

Hb

ra

CR

A

F/N

g

AFNg

Wgl

X

Achillea millefolium

Hl

ea

CR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

4

Trifolium repens

Hl

ta

CR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

5

Fallopia convolvulus

G

ta

CR

K

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

5

Rumex thyrsiflorus

Hl/Hb

ea

CR/CSR

A

F/N

g

A(B)FNg

Wgl

3~

Leontodon autumnalis

Hl/Hb

ra

CR/CSR

A

F

g

AFg

Wgl

5

Stellaria graminea

Hb

da

CSR

A

F/N

g

AFNg

Wgl

4

Galium verum

Hl

da

CSR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

4~

Vicia cracca

Hl

da

CSR

A

N

g, v

ANg, v

Wgl

5

Lathyrus pratensis

Hl

da

CSR

A

N

g, v

ANg, v

Wgl

6

Agrostis capillaris

Hl

da

CSR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

X

Poa pratensis

Hl

ea

CSR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

5

Cirsium arvense

G

ea

CR

A

F

g, v

AFg, v

Wgl

X

Allium vineale

G

ea

CSR

K

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

4

Festuca pratensis

Hl

ca

CS

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

6

Leucanthemum vulgare

Hl

ea

CS

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

4

Lolium perenne

Hl

ea

CS

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

5

Alopecurus pratensis

Hl

da

C/CSR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

6

hohe bis sehr hohe Überflutungstoleranz

 

Cerastium dubium

Tv

ma

SR

E

F/N

g

EPg

Flu

8=

Plantago intermedia

Hb

ra

SR

Ku

F/N

g

KuFNg

Flu

7=

Potentilla anserina

Hb

da

SR

A

F/N

g, kl

AFNg, kl

Flu

6~

Rorippa amphibia

Hb

da

SR

K

F/N

g, v

BFNg, v

Röh/Seg

10

Rumex crispus

Hb

ea

CR

A

F/N

g

BFNg

Röh/Flu

7~

Glechoma hederacea

Hl

ta

CR

A

F/N

g, kl

AFNg, kl

Wgl /Röh

6

Alopecurus geniculatus

Hl

ta

CR

B

F/N

g, kl

BFNg, kl

Flu

8=

Agrostis stolonifera

Hl

ta

CR

B

F/N

g, kl

BFNg, kl

Flu

X=

Glyceria fluitans

Hl

ta

CR

B

F/N

g, kl

BFNg, kl

Flu

9=

Ranunculus repens

Hl

ta

CR/CSR

B

F/N

g, kl

BFNg, kl

Flu/Röh

7~

Lysimachia nummularia

Hl

ta

CR/CSR

A

F/N

g, kl

AFNg, kl

Flu/Wgl

6~

Poa trivalis

Hl

da

CR/CSR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Flu/Wgl

7

Galium palustre

Hl

da

CR/CSR

A

F/N

g, v

A(B)FNg, v

Röh/Seg

9=

Potentilla reptans

Hl

da

CSR

A

F/N

g, kl

AFNg, kl

Flu

6

Glyceria maxima

Hl

ea

C

A

F/N

g, v

AFNg, v

Röh/Seg

10~

Galium boreale

Hl

ea

CSR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

6~

Poa palustris

Hl

ea

CS

A

F/N

g, v

AFNg, v

Flu/Wgl

9=

Carex gracilis

G

ea

CS

A

F/N

g, v

AFNg, v

Röh/Seg

9=

Cnidium dubium

G

ea

CS

A

F/N

g, v

AFNg, v

Wgl

8~

Polygonum amphibium

G

ea

CR

B

F/N

g, v

BFNg, v

Flu/Röh

X

Rorippa sylvestris

G

ea

CR

A

F/N

g, v

AFNg, v

Flu

8=

Elytrigia repens

G

ea

C

A

F/N

g, v

A(B)FNg,v

Wgl/Flu

X~

Phalaris arundinacea

G

ea

C

A

F/N

g, v

AFNg, v

Röh/Seg

9=

Verwendete Abkürzungen:

van der Maarel (1988)

Lebensformen:

T =Therophyt – Tv =frühjahrsblühend, Tm =von Frühjahr bis Herbst blühend;

 

H = Hemikryptophyt – Hb = kurzlebig, Hl = langlebig;

 

G = Geophyt

Wuchsformen:

ea = erecta (aufrechte Triebe vorherrschend), ca = caespitosa (Horste bildende Graminoide), ra = rosulata (Rosetten bildend),

 

ta = tapeta (vorherrschend horizontaler, niedriger Wuchs), da = diffusa (sowohl horizontaler als auch aufrechter Wuchs),

 

ma = mini-diffusa (nur wenige Zentimeter hoch)

Strategietypen

primäre Strategien – C = Konkurrierer, S = Stresstolerierer, R = Ruderale;

(nach Grime

sekundäre (Misch-)Strategien –C-R = konkurrenzstarke Ruderale, C-S = stresstolerante Konkurrierer, S-R = stresstolerante

1979):

Ruderale, C-S-R = intermediärer Typ zwischen C, S und R

Frey & Hensen (1995)

Lebensdauer:

E = Einjährige (Annuelle), A = Ausdauernde (Perennierende), K = Kryptophyten (Geo-, Hydro- und Helophyten),

 

Ku = Kurzlebige (Fugitive);

Ausbreitung:

F = Fernausbreitung, N = Nahausbreitung

Reproduktion:

g = generativ, v = vegetativ s. str., kl = klonal

Strategietypen:

EP = einjährige Pendler, AN = Ausdauernde mit Nahausbreitung, AFN = Ausdauernde mit Nah- und Fernausbreitung,

 

BFN = Besiedler mit Fern- und Nahausbreitung, KuFN = Kurzlebige mit Nah- und Fernausbreitung

Verbreitungsschwerpunkt:

Wgl = Wirtschaftsgrünland, Flu = Flutrasen, Röh = Röhrichte, Seg = Seggenriede


[Seite 123↓]

mit horstförmigem oder niedrigem rosettenförmigen Wuchs feststellte, weist die hiesige Artenzusammensetzung keinen eindeutigen Schwerpunkt im Bezug auf die vorherrschenden Wuchsformen auf (s. Tab. 26). Kurz- und langlebige Hemikryptophyten machen einen großen Anteil der Lebens- formen aus, zu geringeren Anteilen sind auch frühjahrsblühende Therophyten, wie Veronica arvensis, Erophila verna oder Myosotis stricta, und wenige Geophyten anzutreffen. Allen Arten ist gemein, dass ihr Verbreitungsschwerpunkt im Wirtschaftsgrünland liegt.

Unter den Arten mit hoher bis sehr hoher Überflutungstoleranz dominieren in den Flutrasen eindeutig solche mit horizontalem Wuchs, v.a. stolonenbildende Gräser, sowie hochwüchsige, aufrecht wachsende Röhrichtbildner. Hemikryptophyten und Geophyten sind hier die vorherrschenden Lebensformen (s.u.).

Anpassungen überflutungstoleranter Pflanzenarten

Wie in Kapitel 4.2 und 4.4 gezeigt werden konnte, ist die relative Höhe des Wuchsortes, und damit die durchschnittliche Überflutungsdauer, ein geeigneter Parameter, um die Vegetationsverteilung im zukünftigen Rückdeichungsgebiet vorherzusagen. Die vorgefundenen Grünlandarten besitzen eine charakteristische räumliche Verteilung.

Was sind die Ursachen für die räumliche Verteilung der Arten? Welche Eigenschaften erlauben es manchen Arten, wesentlich längere Überflutungen zu ertragen als andere?

In Abbildung 45 sind die Ergebnisse aus diversen aktuellen Publikationen zusammengeführt und auf die konkrete, an der Elbe vorgefundene Überflutungssituation des Vordeichgrünlands bezogen dargestellt. Besonderes Augenmerk wurde darauf gerichtet, Stressfaktoren, potentielle Schäden und Stressantworten der Pflanzen deutlich voneinander zu trennen (vgl. dazu Crawford 1996 und Crawford & Braendle 1996).

Wie die Abbildung darlegt, integriert der Standortfaktor „Überflutung“ eine Vielzahl direkter und indirekter (z.B. über Veränderungen im Boden) Stressfaktoren für die Vegetation. Ihr Auftreten ist eng an den Ablauf der Überflutung (auflaufende Welle – Überflutung – ablaufende Welle) gekoppelt, und es bestehen zwischen ihnen komplexe Wechselwirkungen (Wirkungsketten, Rückkopplungsmechanismen): So „erkauft“ beispielsweise eine Pflanze, die bei abnehmendem Sauerstoffgehalt auf anaerobe Atmung umschaltet (Gärung; Endprodukte Ethanol und org. Säuren), die Beibehaltung ihres metabolen Stoffwechsels mit einem hohen Verbrauch an Kohlenhydraten und der Akkumulation von Gärungsendprodukten. Letztere können insbesondere bei Wiederbelüftung zur Bildung von toxischem Acetaldehyd und Superoxid- und Hydroxid-Radikalen beitragen, die wiederum nur durch weitere Anpassungen (s. Abb. 45) kompensiert werden können. Die Pflanzenarten, die unter den gegebenen Überflutungsbedingungen das effektivste Set von Anpassungsmerkmalen besitzen und am meisten „investieren“ kann, überlebt und kann u.U. den nach Rückgang des Hochwassers freiwerdenden Raum besiedeln (s.u.: Konkurrenz).

Die potentiellen Beeinträchtigungen des Stoffwechsels bzw. das Ausmaß der Schädigungen sind in erster Linie vom Aktivitätszustand der Pflanzen (Vegetationsperiode/Winterruhe) und von der Art der Überflutung abhängig. So konnte am Beispiel der Winterhochwasser 1998/1999 belegt werden, dass die im rezenten Elbvorland vorkommenden Grünlandarten Überflutungen außerhalb der Vegetationsperiode, die ihre mittlere Überflutungsdauer bei weitem überschreiten, überwiegend schadlos überstehen können (vgl. Kap. 4.4.5). Die Ursache liegt in der geringen Stoffwechselaktivität der Pflanzen und der bei tiefen Temperaturen hohen Konzentration an gelöstem Sauerstoff im Flutwasser. Im Gegensatz dazu kommt es bei Frühjahrs- und Sommerhochwassern durch die Erwärmung des Wasserkörpers vor allem in strömungsberuhigten Zonen rasch zu Sauerstoffarmut. Diese wird noch verstärkt, wenn große Mengen abgestorbener organischer, gelöster und partikulärer, Substanz zersetzt werden. Gerade die stoffwechselaktiven austreibenden Pflanzen sterben dann unter Sauerstoffmangel leicht ab.

Im Allgemeinen werden nicht bei vollständiger Wassersättigung der Böden, sondern erst bei gleich-zeitiger Überflutung der Standorte bodenchemische Bedingungen erreicht, die für die Grünlandve[Seite 124↓]getation limitierend wirken. Schwartz et al. (1999a) untersuchten bodenphysikalische und
-chemische Veränderungen, die in Bodenprofilen während eines Sommerhochwassers im untersuchten Deichvorland auftraten. Sie stellten fest, dass der Sauerstoffgehalt im Oberboden (gemessen als Redoxpotential) durch den ansteigenden Grundwasserspiegel nicht beeinflusst wird, mit beginnender Überstauung und der damit einhergehenden Wassersättigung jedoch innerhalb kürzester Zeit auf Null sinkt, was sie auf den sauerstoffzehrenden mikrobiellen Abbau von organischer Substanz zurückführen. Der Abfall des Redoxpotentials führt zur Reduktion von immobilen Eisen(Fe3+)- und Mangan(Mn4+)-Ionen zu zweiwertigen Ionen, die mobil sind und phytotoxisch wirken (s. Abb. 45; vgl. Crawford 1996).

Läuft die Hochwasserwelle ab und wird der Boden erneut belüftet, so steigt das Redoxpotential rasch wieder auf das Ausgangsniveau an; die reduzierten Eisen- und Manganverbindungen werden wieder oxidiert. In tieferen, sandigen Bodenschichten, die in der Regel kaum noch von den Grünlandpflanzen durchwurzelt werden, bleibt das Redoxpotential relativ konstant, da die Konzentration organischer Substanz gering ist und vom Fluss aus sauerstoffreiches Grundwasser zuströmt
(Schwartz et al. 1999b).

Prinzipiell können Pflanzen den widrigen Wuchsbedingungen, die während einer Überflutung auftreten, auf drei verschiedenen Wegen begegnen:

  1. Die gesamte Pflanze überlebt; sie verfügt über Anpassungsmechanismen, um den auftretenden Stress zu kompensieren.
  2. Nur bestimmte Teile der Pflanze überleben; dies sind üblicherweise unterirdische Speicherorgane, aus denen nach Rückgang des Hochwassers erneut ausgetrieben wird. Besonders assimilierende Pflanzenteile werden hingegen „geopfert“ und sterben ab.
  3. Die gesamte Pflanze stirbt ab; nur ihre Diasporen überdauern die Hochwasserperiode.

Zwischen den Extremen (1. und 3.) spannt sich ein Kontinuum auf, in das sich die Pflanzenarten einordnen lassen. Während das Überleben der gesamten Pflanze oder zumindest eines Teils für (ausdauernde) Arten der Röhrichte charakteristisch ist, ist das alleinige Überdauern in Form von Diasporen typisch für die Schlammfluren und kann als Anpassung an stark wechselnde Wasserstände verstanden werden. (Dies bedeutet jedoch nicht, dass die betreffenden Arten nicht auch kurzzeitige Überstauungen überleben können; zudem müssen sie insbesondere während der Keimlingsphase in der Lage sein, sauerstoffarmen Bodenverhältnissen standzuhalten [vgl. Crawford 1992].)

Wie eine Vielzahl von Untersuchungen zur Überflutungstoleranz von Pflanzen belegen, kann deren vegetative Überlebensfähigkeit nicht auf einen singulären Anpassungsmechanismus zurückgeführt werden (s.o.). Vielmehr ist dafür ein ganzes Set von Adaptationen verantwortlich, das nur in seiner Gesamtheit das Phänomen „Überflutungstoleranz“ zu erklären vermag. Crawford (1996) betont, das die Betrachtung alle Pflanzenteile und ihre morphologischen wie physiologischen Anpassungen an wechselnde Wasserstände und diese zu verschiedenen Zeitpunkten des Jahres beinhalten sollte.

Ausdauernde Pflanzen, die an regelmäßig überfluteten Standorten wachsen, zeichnen sich durch eine Reihe von anatomischen und morphologischen Merkmalen aus. Die bedeutendsten darunter sind Aerenchyme und große unterirdische Speicherorgane, wie Rhizome oder Speicherwurzeln. Beide Merkmale sind vor allem im Zusammenhang mit der primären Antwort auf die beginnende Hypoxie bzw. Anoxie zu sehen.

Solange zumindest Teile der Sprosse noch aus dem Flutwasser herausragen, kann durch bestehende Aerenchyme, wie z.B. bei Phragmites australis oder Glyceria maxima, Luftsauerstoff zu den Rhizomen geleitet werden (vgl. Armstrong 1979). Justin & Armstrong (1987) wiesen darüberhinaus nach, dass nicht nur typische Arten von Feuchtgebieten, sondern auch eine große Anzahl von Pflanzenarten wechselfeuchter Standorte (sog. intermediäre Arten), darunter zahlreiche Grünlandspecies, auf Grund der Struktur ihres Wurzelparenchyms in der Lage sind, bei Staunässe auf lysi- oder schizogenem Weg Aerenchyme auszubilden, um die Sauerstoffzufuhr zu den Wurzeln zu ver[Seite 125↓]bessern (vgl. auch Drew 1997). Wie Crawford (1992) herausstellt, sind die Gewebe in gleicher Weise dafür wichtig, flüchtige und potentiell schädliche Stoffwechselprodukte, wie CO2 oder Acetaldehyd, zum Spross hin abzuführen und an die Luft abzugeben. Allerdings deuten Untersuchungen von Končalova (1990) darauf hin, dass die Struktur der aerenchymatischen Wurzeln (großer Durchmesser, wenige Verzweigungen) die Nährstoffaufnahme behindern kann.

Die kompensierende Wirkung der Aerenchyme endet, wenn die Pflanzen ganz überflutet werden. Im Laufe der Überflutung kommt es meist rasch zu Sauerstoffmangel, der eine Umstellung des metabolen Stoffwechsels bewirkt. Die einsetzende Gärung erbringt jedoch wesentlich weniger Energieäquivalente als die aerobe Respiration. D.h. um die gleiche Stoffwechselrate aufrecht zu erhalten, werden größere Mengen an Kohlenhydraten gebraucht. Daher besitzen überflutungstolerante Pflanzenarten typischerweise große unterirdische Speicherorgane (s.o.). Der Besitz von Rhizomen bringt demnach unter Überflutungsbedingungen entscheidende Überlebensvorteile (Braendle & Crawford 1987, Crawford et al. 1989). Van der Valk (1994) konnte im Zuge von Überflutungsexperimenten nachweisen, dass die Größe der Rhizome positiv mit der Überflutungs-toleranz korreliert ist. Ohne gleichzeitig die Stoffwechselrate zu reduzieren (z.B. Acorus calamus, Schoenoplectus lacustris), sind die Kohlenhydratvorräte mitunter jedoch rasch erschöpft (Crawford 1992).

Ein Blick auf die in Tabelle 26 aufgelisteten Pflanzenarten im Deichvorland, die eine hohe bis sehr hohe Überflutungstoleranz besitzen, bestätigt die Bedeutung von Rhizomen für die Anoxietoleranz (s. Geophyten).

Je länger die vollständige Überflutung andauert, desto mehr potentiell toxische Gärungsprodukte akkumulieren in den Pflanzen. Um möglichen Schäden vorzubeugen, werden Ethanol und organische Säuren an die Pflanzenumgebung abgegeben. Vor allem beim Wiederauftauchen der Pflanzen können die Gärungsendprodukte, in Verbindung mit aufgenommenen zweiwertigen Eisen- und Manganionen, zu Bildung schädlicher Agenzien führen (s. Abb. 45). Die post-anoxische Phase der Überflutung ist in Hinsicht auf mögliche Beschädigungen an den Pflanzen (post-anoxic injuries; Crawford 1992) der anoxischen Phase (anoxic injuries) ebenbürtig und erfordert ein vergleichbares Maß an Anpassungen. Eine mangelnde „Vorbereitung“ der Pflanzen auf erneute Sauerstoff-exposition kann letal wirken.

Die morphologischen und anatomischen Veränderungen, mit denen Pflanzen auf Überflutungen reagieren, haben ihre Ursache in einem geänderten Hormonhaushalt. Wie Jackson et al. (1995) betonen, ist es für Pflanzen bei einem drastischen Wechsel der Bodenbedingungen wichtig, ihr Wurzel- und Sprosswachstum an die geänderten Bedingungen anzupassen. Dies wird durch die hormonelle Kommunikation zwischen Wurzeln und Spross erreicht. Eine Schlüsselfunktion bei der Bildung von Aerenchymen kommt nach bisherigen Untersuchungen dem Ethylen zu. Wie Jackson et al. (ebd.) nachweisen konnten, wird es bei anaeroben Bodenbedingungen verstärkt in den Wurzeln gebildet und löst hier bei verschiedenen Pflanzenarten die Bildung von Aerenchymen aus (s.o.). Als Ethylen-Vorstufe (ACC) gelangt es mit dem Transpirationsstrom in den Spross. Es wird angenommen, dass es dort verschiedene morphologische Veränderungen hervorruft, die als Anpassungen an die veränderten Standortbedingungen interpretiert werden können (Schließung der Spaltöffnungen, verstärktes epinastisches Wachstum der Blattoberflächen, etc.).[Seite 126↓]

Abb. 45: Direkte und indirekte Überflutungseinwirkungen auf Grünlandpflanzen und ihre zeitliche Abfolge während eines Hochwassers. – Das Schema stellt die wesentlichen standörtlichen Veränderungen, den von ihnen ausgehenden Stress und eine Auswahl der Mechanismen dar, mit denen die Pflanzen auf verschiedene Stressfaktoren reagieren. In der Regel verfügen angepasste Pflanzenarten über ein ganzes Set an Adaptationen, die nur in ihrer Gesamtheit das Überleben während Überflutungsperioden sicherstellen können. Die Hauptursache dafür ist, dass die primären Stressantworten auf sauerstoffarme bzw. -freie Wuchsbedingungen eine ganze „Kaskade“ weiterer Stressfaktoren auslösen, und daher kein einzelner Anpassungsmechanismus das Überleben einer Pflanze gewährleisten kann. Zudem wurde lange Zeit übersehen, dass Schädigungen sowohl während der Überflutung und dem damit verbundenen Luftabschluss (in der sog. anoxischen Phase), als auch nach der Überflutung auftreten können, wenn die Pflanzen wieder dem Luftsauerstoff ausgesetzt sind (sog. post-anoxische Phase).

Die Vorteile, die eine Pflanzenart aus der Überflutungstoleranz zieht, liegen auf der Hand: Die angepasste Art kann auf konkurrenzarme Standorte vordringen und sich so Ressourcen erschließen, die Arten ohne ausreichende Anpassung verwehrt bleiben. Angepasste Arten überleben nicht allein dadurch, dass sie physiologisch besser an anoxische Lebensbedingungen adaptiert sind, sondern auch dadurch, dass sie eine längere Zeitperiode lang auf Ressourcen (v.a. Sauerstoff, Assimilate) verzichten können, die ihre Konkurrenten ständig benötigen (Crawford 1992).

Der Raum, der durch das Absterben von nicht ausreichend angepassten Konkurrenten frei wird, kann während oder nach dem Rückgang des Hochwassers besiedelt werden. Doch dieser Vorteil ist in der Regel damit „erkauft“, dass extrem überflutungstolerante Arten, wie z.B. Iris pseudacorus, nur ein geringes vegetatives Ausbreitungspotential besitzen. Im Wettlauf um die Besetzung freigewordener Flächen, in dem sie z.B. mit wesentlich ausbreitungspotenteren Stolonenarten, wie z.B. Ranunculus repens oder Agrostis stolonifera, konkurrieren muss, die von höher gelegene Standorten „nach unten“ vordringen, wird der Überlebensvorteil schnell relativiert. Insofern kann postuliert werden, dass zumindest die räumlichen Verbreitungsgrenzen der Flutrasenarten aus Tabelle 26 zu den Schlammfluren vorwiegend physiologische Ursachen hat, ihre Verbreitung nach oben hingegen überwiegend in ihrer unter „Normalbedingungen“ limitierten Konkurrenzfähigkeit begründet ist.

Beobachtungen im rezenten Deichvorland belegen, dass auch die Strömungsexposition mitbestimmt, welcher Standort sich für die Besiedlung durch die erwarteten Vegetationstypen eignet. Hellwig (2000) ordnet die Röhrichte an Hand ihrer Strömungstoleranz in abfallender Ordnung folgendermaßen an: Phalaridetum arundinaceae – Caricetum gracilis – Glycerietum maximae – Oenantho-Rorippetum. Im Grünland besitzen die Flutrasen die größte Strömungstoleranz. Grünlandgesellschaften i.e.S. kommen im untersuchten Gebiet typischerweise nicht an extrem strömungsexponierten Standorten vor.

Wie schnell es zu einer Zunahme überflutungstoleranter Arten kommt, hängt maßgeblich vom Dia-sporenpotential des Rückdeichungsgebiets ab. So können Gewässer und Geländemulden zum einen als (autochthones) Diasporenreservoir, zum anderen auch als Initialen für die vegetative Ausbreitung überflutungstoleranter Pflanzenarten dienen. Als weitaus bedeutender können jedoch der allochthone Eintrag von Verbreitungseinheiten durch die Hochwasser und die Besiedlung ausgehend von Feuchthabitaten im rezenten Deichhinterland angesehen werden.

Etablierungschancen von Gehölzen

Infolge der Wiederüberflutung werden auch Diasporen von Gehölzen eingetragen. Hellwig (2000) legt für das Untersuchungsgebiet dar, dass deren Etablierungschancen sowohl von artspezifischen als auch äußeren Faktoren abhängig sind. So beurteilt er die Möglichkeit für eine rasche spontane Ausbreitung von Hartholzauen-Gehölzen auf Grund eigener Untersuchungen und der Ergebnisse anderer Autoren (Müller et al. 1996) zur freien Sukzession (Aufgabe der landwirtschaftlichen Nutzung von Grünland) als gering. Als Ursachen führt er die starke (Licht-) Konkurrenz insbesondere durch Röhrichtbildner und andere hochwüchsige Gräser, die keimungshemmende Wirkung mitunter hoher Streueauflagen und starken Wildverbiss an.


[Seite 128↓]

Währenddessen bestehen insbesondere dann, wenn durch die Wiederüberflutung vegetationsfreie Standorte entstehen, sehr gute generative Etablierungsmöglichkeiten für Gehölze der Weichholz-auen, besonders für Salix-Arten. Unter günstigen Wachstumsbedingungen können die Keimlinge bereits am Ende der ersten Vegetationsperiode Höhen von bis zu einem Meter erreichen und sich so der Lichtkonkurrenz der hochwüchsigen Gräser und Kräuter entziehen (Hellwig 2000). Bei großflächiger Weidensukzession können hieraus für die landwirtschaftlich Nutzung der Flächen Probleme entstehen.

Was muss die Bewirtschaftung aus syndynamischer Sicht leisten?

Durch den gezielten Einsatz der Flächenbewirtschaftung besteht die Möglichkeit, die Sukzession auf den landwirtschaftlichen Restflächen zu lenken. Die Form der Bewirtschaftung wird sich einerseits nach den Bewirtschaftungsbedingungen (Befahrbarkeit, Betretbarkeit, erntbare Phytomassen, Entwicklungspotential) richten und andererseits nach dem gewünschten naturschutzfachlichen Resultat (offene oder halboffene Bestände, bestimmte Grünlandgesellschaften).

Aus syndynamischer Sicht ist es das Ziel, die Konkurrenzverhältnisse zu Gunsten der sich etablierenden Grünlandarten zu verschieben, um so den Umbau der Vegetation in Richtung des Grünlandes zu beschleunigen. Dies kann geschehen, sobald die Standortbedingungen eine Bewirtschaftung zulassen und die Bestände genügend Phytomasse gebildet haben. Die Bewirtschaftung sollte insofern, besonders auf Flächen mit starker Salix-Sukzession, so früh wie möglich einsetzen (vgl. Abb. 43). Jedoch besteht nach den Beobachtungen von Raabe (1960) bei zu früh einsetzender bzw. zu intensiver Beweidung sowie noch nicht ausreichender Wiederansiedlung von Grünlandarten i.e.S. die Gefahr, dass zwischenzeitliche, ertragsschwache Pionier-Flutrasen über lange Zeiträume konserviert werden.

Flächenausdehnung der syndynamischen Prozesse

Wie wirken sich die syndynamischen Prozesse nun konkret auf die Rückdeichungsfläche aus? Diese Frage ist von besonderer Bedeutung für die Landnutzer, denn von dem Ausmaß der anfänglichen Veränderungen – der von einem völligen Absterben der Grasnarbe bis zu nur geringen Fluktuationen reichen kann – hängt es ab, welche Bewirtschaftungsformen in der „Umbauphase“ realisiert und welche Phytomassequantitäten und -qualitäten erwartet werden können.

Abbildung 46 stellt in vereinfachter Form dar, wie intensiv die zu erwartenden syndynamischen Umschichtungen der Grünlandvegetation nach der Deichrückverlegung sind. Hierzu werden die relativen, in Klassen eingeteilten Überflutungstoleranzen der rezenten Vegetationstypen mit den Überflutungstoleranzen der Vegetationstypen verschnitten, die auf Grund der Prognose an gleicher Stelle als Endgesellschaften der Sukzession erwartet werden (vgl. Tab. 27).

Tab. 27: Klassifizierung der Überflutungstoleranzen. – Die Zuordnung dient als Grundlage für die Darstellung der Intensität, mit der syndynamische Veränderungen im Grünland des Rückdeichungsgebiet erwartet werden (s. Abb. 46).

Klasse

Überflutungstoleranz

zugehörige Vegetationstypen

Ist-Vegetation

 

1

gering

wechselfrisches Grünland und Grünlandkomplexe

2

mäßig

wechselfeuchtes Grünland und Grünlandkomplexe

3

groß

Röhrichte und -komplexe, Flutrasen und -komplexe

4

keine Zuordnung möglich/sinnvoll

Wasserflächen, Äcker, Gehölze, etc.

Prognostitzierte Grünlandvegetation

 

1

gering

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfrische Ausprägung

2

mäßig

Leucanthemo-Rumicetum thyrsiflori, wechselfeuchte Ausprägung und Elytrigia repens-Alopecurus pratensis-Gesellschaft

3

groß

Phalaridetum arundinaceae und Ranunculo-Alopecuretum geniculati

4

kein Grünland

unterhalb der Verbreitungsgrenze dauerhafter GL-Vegetation: Schlammfluren & Flussschlauch


[Seite 129↓]

Es kommt für die Bewertung der voraussichtlichen Vegetationsdynamik darauf an, ob die Überflutungstoleranz der prognostizierten Vegetation kleiner, gleich oder größer der der Ist-Vegetation ist. Daraus ergeben sich drei Klassen für die zu erwartende Vegetationsdynamik:

I = die Überflutungstoleranz der prognostizierten Vegetation ist kleiner oder gleich der Toleranz der Ist-Vegetation. Es sind nur geringe Veränderungen in den Beständen zu erwarten: keine Bildung von größeren Narbenlücken, keine Sukzession über Ruderalstadien (vgl. Abb. 43, linke Seite).

II = die Überflutungstoleranz der prognostizierten Vegetation ist um eine Stufe größer als die Toleranz der Ist-Vegetation. Es sind zwar Veränderungen in den Beständen zu erwarten, jedoch stirbt die Narbe nicht großflächig ab, sondern es bilden sich nur mehr oder weniger große Lücken, in denen sich vorübergehend Ruderalarten ansiedeln können, die dann nach und nach von einwandernden bzw. sich ausbreitenden Grünlandarten verdrängt werden (vgl. Abb. 43, Mitte).

III = die Überflutungstoleranz der prognostizierten Vegetation ist um zwei Stufen größer als die Toleranz der Ist-Vegetation. Es sind starke Veränderungen in den Beständen zu erwarten; die Narbe stirbt großflächig ab oder es bilden sich große Bestandslücken, in denen sich vorübergehend Ruderalarten ansiedeln können. Die „neuen“ Grünlandarten wandern langsam ein und bilden neue Bestände (vgl. Abb. 43, rechts).

0 = die Fläche fällt aus dem Vergleich, wenn keine Überflutungstoleranz zuzuordnen ist (entsprechend der Kategorie 4 der Ist-Vegetation [= kein Grünland]).

Abb. 46: Erwartete Intensität syndynamischer Veränderungen im Rückdeichungsgebiet (Rückdeichungsszenarien II und III; unter undynamischen Abflussverhältnissen). – Erläuterungen s.o.

Die Verteilung der Intensitäten der erwarteten syndynamischen Prozesse zeigt, dass die Wieder-überflutung die rezente Grünlandvegetation im Ostteil des Rückdeichungsgebiets und in ausgedehnten deichnahen Bereiche nur geringfügig verändern wird. Solche Bereiche können potentiell ohne wesentliche Einschränkungen weiter landwirtschaftlich genutzt werden. Allerdings sind dies nicht nur wechselfrische bis wechselfeuchte Flächen, die nur mit einem geringen Bewirtschaftungsrisiko behaftet sind, sondern auch fast alle Röhrichte und Flutrasen. Deutlich ist die „fossile“ Rinnen[Seite 130↓]struktur der Altaue und auch ein Teil der Entwässerungsgräben zu sehen, die heute Wuchsorte von verschiedenen Röhrichte- und Flutrasengesellschaften sind.

Im überwiegenden Teil der Rückdeichungsfläche wird es im Zuge der Sukzession nur zu mäßigen Veränderungen (= Kategorie II), d.h. einer partiellen Schädigung der bisherigen Grünlandvegetation, kommen. Die erwartete Lückenbildung wird umso stärker ausfallen, je tiefer die Flächen liegen bzw. dort auftreten, wo die bisherige wechselfrische bis wechselfeuchte Grünlandvegetation von Phalarideten bzw. Flutrasen ersetzt wird (vgl. Kap. 4.4.2, Abb. 29). Nur geringe Lückenbildung ist dort zu erwarten, wo Dauco-Arrhenathereten in Leucanthemo-Rumiceten oder Quecken-Fuchsschwanz-Bestände übergehen.

Starke syndynamische Veränderungen, die mit einem großflächigen Absterben der bisherigen Narbe einhergehen, beschränken sich auf tief gelegene Geländeabschnitte, die infolge der intensiven Melioration bisher Dauco-Arrhenathereten trugen und zukünftig potentielle Phalaridetum-Standorte darstellen. Ebenso fallen in diese Kategorie die geplanten Flutrinnen.

5.1.4. Ökologische Modelle als Instrument für die Vorhersage von Vegetationsveränderungen

Auswahl geeigneter Parameter für die Beschreibung des Zusammenhangs zwischen Standort und Vegetation

Wie sich aus der Beschreibung des Wirkungsgefüges der Standortfaktoren (s. Kap. 5.1.1) ergibt, ist die Auswahl der möglichen Parameter vielfältig, die sich für die Beschreibung des Zusammenhangs von Vegetation und Standort eignen. Aus Sicht der Übertragbarkeit der Ergebnisse auf andere Rückdeichungsgebiete und im Sinne des Aufwandsminimierung ist es von Bedeutung, Parameter zu identifizieren, die einerseits leicht zu erheben sind und eine hinreichende Beschreibung der ökologischen Beziehungen von Vegetation und Standortfaktoren erlauben. Dies müssen nicht notwendigerweise solche Parameter sein, die kausale Zusammenhänge zwischen den Standortfaktoren und deren (physiologischen) Auswirkungen auf die Vegetation beschreiben.

Um Interkorrelationen zu vermeiden, sollten möglichst nur voneinander unabhängige Faktoren in die Analyse der Zusammenhänge von Vegetation und Standort einbezogen werden. Wegen der dominanten Rolle des Abflussverhaltens im Gefüge der Standortfaktoren stellt die Erfüllung dieses Kriteriums jedoch mitunter ein Problem dar. Es muss dann abhängig vom gegebenen Untersuchungsraum geprüft werden, wie mittelbar abhängige Standortfaktoren vom Hauptfaktor gesteuert werden. In Anbetracht der relativ geringen gegenwärtigen Morphodynamik sind z.B. die Oberflächengestalt (Mikrotopografie) und die Korngrößenzusammensetzung der Oberböden weitestgehend unabhängig (bzw. nur in langem zeitlichen Maßstab abhängig) vom Wasserstandsgeschehen.

Die Untersuchungen zur räumlichen Verteilung der Vegetation in der rezenten Aue im Untersuchungsgebiet ergeben, dass die Höhenlage und die Zonierung der Grünlandvegetation eng miteinander korreliert sind (vgl. Kap. 4.2.2). Die Ergebnisse decken sich mit den Untersuchungsergebnissen aus anderen Auengebieten, z.B. von anderen Abschnitten der Elbe (vgl. Meisel 1977a, Leyer 1999 und 2000) und vom Rhein (vgl. Sykora et al. 1988, van de Steegh & Blom 1998). Die von van de Steegh & Blom (1998) geäußerte Auffassung, dass die Überflutung in hohem Maße für die Zonation der Vegetation in Flussauen verantwortlich ist, wird von physiologischen Erkenntnissen zur Überflutungstoleranz gestützt (vgl. Kap. 5.1.3).

Wie oben beschrieben, ist für die krautige Vegetation jedoch nicht allein die Dauer, sondern auch der Zeitraum von Bedeutung, in dem die Überflutungen stattfinden. In den vorliegenden Untersuchungen konnte nachgewiesen werden, dass winterliche Überflutungen, auch wenn sie weit über der langjährigen mittleren Überflutungsdauer liegen, die Grünlandnarbe kaum zu schädigen vermögen. Auch Van de Steegh & Blom (1998) stellten fest, dass die durch winterliche Überflutungen am niederländischen Niederrhein verursachten Artenrückgänge weitaus geringer waren als die durch ähnlich langanhaltende sommerliche Überflutungen. Letztere betrafen vor allem Arten der Pionierfluren und des trockenen Graslandes. Längere Überflutungen während der physiologisch aktiven Vegetationszeit treffen die Vegetation wesentlich empfindlicher (vgl. auch Volger 1957, Raabe 1960). Sykora et al. (1988) beobachteten, dass die unterste Verbreitungsgrenze vieler Grünlandarten auf niederländischen Flussdeichen eng mit dem höchsten Wasserstand korrelierten, [Seite 131↓]der in der Vegetationszeit vorangegangenen Jahres erreicht wurde. Sie schließen daraus, dass Überflutungen während des Frühjahrs und Sommers einen limitierenden Effekt auf die Verbreitung der Grünlandarten ausüben. Die Überflutungsdauer während der Vegetationsperiode kann somit als geeigneter Parameter angesehen werden, um den Einfluss von Überflutungen auf die Grünlandvegetation zu beschreiben.

Wie Duel (1991) anführt, entscheidet neben der topografischen Höhe auch die Anwesenheit natürlicher oder vom Menschen eingebrachter Barrieren darüber, wie lang ein Standort überflutet wird. Im Untersuchungsgebiet behindern verschiedene Geländestrukturen, wie Uferrhenen und Sommerdeiche, ebenfalls den Wasserzutritt und -abfluss zu großen Teilen des Vordeichgeländes. Auf diese Weise entstehen abflusslose Senken, in die bei geringen Wasserspiegelhebungen – zumindest oberflächlich – kein Flutwasser zutritt bzw. beim Rückgang höherer Flutwellen länger verbleibt. Wie Abbildung 47 zeigt, bereitet es deshalb Probleme, diesen Standorten Überflutungsdau-

Abb. 47: Darstellung der Abhängigkeit der Überflutungsdauer von der Geländeform des Deichvorlands. – Die Dauer, mit der ein Standort überflutet bzw. überstaut wird, hängt nicht nur von der topografischen Höhe sondern auch von seiner spezifischen Lage im reliefreichen Gelände ab. Die Überflutungsdauer an dynamischen Standorten ist identisch mit gleich hohen Standorten direkt am Flussufer. Wie lange jedoch die Überflutung in abflusslosen Senken andauert, lässt sich nicht eindeutig quantifizieren. Ihre Dauer hängt sowohl von der relativen Höhe der Senken, als auch von der Durchlässigkeit der Auenlehmdecke sowie der Evaporation ab.

ern zuzuweisen (vgl. Kap. 4.4.2). Solange spezielle Untersuchungen über die tatsächlichen Überflutungsdauern in „isolierten“ Vordeichbereichen fehlen, kann dieser Mangel nur dadurch ansatz[Seite 132↓]weise ausgeglichen werden, dass man die Standorte klassifiziert. Der Effekt der Isolation gegenüber dem Flusswasserregime konnte so in den durchgeführten Korrespondenzanalysen deutlich nachgewiesen werden (vgl. Kap. 4.4.5); er betrifft im untersuchten Gebiet nur tiefgelegene Standorte, die von Phalarideten und Flutrasen bewachsen werden. Für die Prognose wurden die Übergangshöhen für diese beiden Vegetationstypen daher für isolierte, „undynamische“, und nicht isolierte, „dynamische“, Standorte getrennt.

Es konnte nachgewiesen werden, dass die Bewirtschaftungsform in den tiefen Geländelagen einen bedeutenden Anteil an der Differenzierung der Grünlandvegetation hat (vgl. Kap. 4.4.5). Da die ausschließliche Beweidung jedoch im Untersuchungsgebiet, das uniform als Mähstandweide genutzt wird, die Ausnahme ist und nur wenige Vegetationsaufnahmen von Weiden vorliegen, wurde die Bewirtschaftungsform nicht als Standortfaktor in die Prognose mit einbezogen. Insofern gilt die Prognose für die Randbedingung, dass die Mähweidenutzung im Rückdeichungsgebiet beibehalten wird.

Da laut Reichsbodenschätzung (vgl. Schwartz 1999b, unveröff.) die Bodenarten im Oberboden über das gesamte Rückdeichungsgebiet nur gering variieren, wurde dieser Parameter nicht mit in die Prognose integriert. Gleiches gilt für Kenngrößen der Grundwasserdynamik, die, wie Monte-negro et al. (2000) darlegen, im Rückdeichungsgebiet ebenso dynamisch sein wird wie im rezenten Deichvorland, in dem die Messwerte gewonnen wurden, die der Prognose zu Grunde liegen.

Bewertung des Modells

Ökologische Modelle sollen komplexe ökosystemare Zusammenhänge unabhängig vom Fachwissen einzelner Bearbeiter zusammenfassen. Sie sollen dazu herangezogen werden können, die Aus-wirkungen von menschlichen Eingriffen in Ökosysteme zu prognostizieren. Bisher fehlen funktionsfähige, praxisbezogene Modelle, die es erlauben, Vegetationsveränderungen vorherzusagen, die im Zuge solcher Eingriffe auftreten.

Die am weitesten reichenden Ansätze, die ökologischen Auswirkungen von Wasserstandsveränderungen an Flüssen vorherzusagen, liegen bisher vom Rhein vor. Hier wurde durch die Bundesanstalt für Gewässerschutz BfG (vgl. Kinder et al. 1998, Bertsch et al. 1998, Fuchs et al. 1999) versucht, die ökosystemaren Zusammenhänge in Flussauen möglichst umfassend zu analysieren und durch die Verknüpfung einer Vielzahl von Faktoren zu einem Prognoseergebnis zu gelangen. Kinder et al. (ebd.) räumen jedoch ein, dass trotz bis dato akzeptabler Modellergebnisse noch eine Vielzahl von Problemen und offenen Fragen bestünden, die vor allem aus der Komplexität von Ökosystemen herrührten. Zudem betont Rink (1999), dass die verwendeten Felddaten nicht unter dem Gesichtspunkt einer biostatistischen Versuchsplanung aufgenommen worden seien und sich insofern nur bedingt für die multivariate Analyse eigneten. Ergebnisse aktuellerer Untersuchungen, die solche Mängel von vornherein ausschließen, liegen noch nicht vor (s. dazu unter http://elise.bafg.de/servlet/is/167/ - BMBF-Projekt „Übertragung und Weiterentwicklung eines robusten Indikationssystems für ökologische Veränderungen [RIVA]“). Zu bedenken bleibt, dass eine umfassende Faktorenanalyse zwar aus wissenschaftlicher Sicht wünschenswert und sinnvoll ist, jedoch für die Praxis, speziell im Hinblick auf die Anwendung bei Deichrückverlegungen, ein veretretbarer Aufwand für Aufnahmen von Felddaten gefunden werden muss.

Das vorliegende einfache, im Wesentlichen auf einer Analyse der Einflussgröße der verschiedenen Standortfaktoren und der Verknüpfung der Vegetationszonierung mit einem Digitalen Geländemodell (DGM) sowie langfristigen Abflusstatistiken beruhende Modell führt unter den bestehenden Randbedingungen zu Ergebnissen verschiedener Qualität. Guten bis sehr guten Übereinstimmungen bei den Grünlandtypen der höheren Geländelagen stehen Unschärfen in der Vorhersage der Vegetationsentwicklung auf den tiefer gelegenen Flächen gegenüber. Die Überprüfung der Modellerebnisse an Hand der rezenten Vegetationsverteilung im Deichvorland des Untersuchungsgebiets zeigt zudem auf, zu welchen Parametern weitere Untersuchungen notwendig sind, um die Aussageschärfe der Prognosen zu erhöhen. Hierzu zählen im Untersuchungsgebiet besonders die „Isolation“ der Standorte vom Wasserstandsregime des Flusses und die Bewirtschaftungsform.


[Seite 133↓]

Wie andere bisherige Modelle haben auch die vorliegenden zunächst nur einen engen räumlichen Geltungsbereich. Bevor die Prognosemethode auch auf andere Flussabschnitte angewandt werden kann, müssen zunächst weitere Felddaten erhoben werden. Dabei müssen auch die Faktoren Berücksichtigung finden, die im vorgestellten Modell vernachlässigbar waren, darunter verschiedene Bodenparameter (bes. Korngrößenzusammensetzung und Nährstoffgehalte) und Grundwasserparameter (Amplituden, Extrema, gespannte/ungespannte Potentiale; Zeitpunkte und Andauer). Vornehmlich sollte das Augenmerk bei der Analyse von Hierarchien bzw. gegenseitigen Abhängigkeiten der Faktoren mit Hilfe multivariater Verfahren und für größere Flussabschnitte liegen. Hierdurch können diejenigen Parameter abgegerenzt werden, die wesentlich und unabhängig voneinander zur Differenzierung der Vegetation beitragen. Nur solche Faktoren, zu denen Flächendaten bereits vorliegen oder mit geringem Aufwand zu erheben sind, können in der planerischen Praxis verwendet werden und eignen sich auf lange Sicht für eine Verbesserung der Prognosequalität.

5.2. Landwirtschaftliche Nutzung von Auengrünland nach Wiederüberflutung

5.2.1. Landnutzungskonzepte

In den letzten Jahren wurde verstärkt nach neuen Wegen gesucht, um die Kosten für die Erhaltung schutzwürdiger Grünlandbestände zu verringern. Neue Theorien zur potentiellen natürlichen Vegetation in Mitteleuropa, wonach vor der großflächigen Einflussnahme des Menschen Großherbivore das Landschaftsbild prägten und so halboffene Waldlandschaften schufen, haben zu neuen Konzepten für die Nutzung wirtschaftlich uninteressant gewordenen Grünlandes geführt (vgl. Klein et al. 1997). In diversen großflächigen Versuchen mit verschiedenen Nutztierarten wird derzeit geprüft, ob in sog. „halboffenen Weidelandschaften“ unter Minimierung der finanziellen Kosten die angestrebten Ziele des Grünlandschutzes erreicht werden können (vgl. z.B. Finck et al. 2000, Poschlod et al. 2000, Riecken et al. 1998, Scholle 2000). Aus den Niederlanden liegen bereits zahlreiche praktische Erfahrungen zu diesem Themenkomplex vor (vgl. Kampf 2000, Krüger 1999, Riza 1994).

In der aktuellen Suche nach geeigneten Bewirtschaftungsformen sind auch traditionelle Wirtschafts-weisen wieder in den Mittelpunkt des Interesses gerückt. Hierzu zählen vor allem die in Allmenden praktizierten Bewirtschaftungsformen, die vor allem auf Grund ihrer Standortangepasstheit als Vorbild für neue Landnutzungsformen geeignet erscheinen (vgl. z.B. Grund 1994, Burrichter et al. 1980). Sie zeichnen sich gleichermaßen durch geringe Viehbesatzdichten, Großflächigkeit und geringen Personalaufwand aus.

Naturschutzfachliches Leitbild für das Grünland

Für die allgemeinverständliche Darstellungen von naturschutzfachlichen Zielvorstellungen für die Landschaftentwicklung hat der Begriff des Leitbildes in den vergangenen Jahren immer mehr an Bedeutung gewonnen. Leitbilder werden nach Uppenbrink & Knauer (1987) aus landschaftsplanerischer Sicht definiert als zusammengefasste Darstellung des angestrebten Zustandes, der in einer (planerisch) absehbaren Zeitperiode in einem konkreten Landschaftsausschnitt oder in einem Naturraum (sog. Landschafts-Leitbild; vgl. Finck et al. 1997) erreicht werden soll. Sie sind dazu geeignet, vielfältige Zielvorstellungen vereinfachend und bildhaft (als „Vision“) darzustellen (Bastian 1999). Ihre Konkretisierung erfolgt mit Hilfe von schutzgutbezogenen Umweltqualitätszielen. Diese definieren, welche Qualitäten Ressourcen, Potentiale und Funktionen in einer konkreten Situation – sachlich, räumlich und zeitlich – erreichen sollen (vgl. Jessel 1996).

Sogenannte sektorale Leitbilder behandeln ausschließlich einzelne, isoliert betrachtete Schutzgüter bzw. Teilaspekte. Sie werden erst nachfolgend und unter Lösung zwischenfachlicher Zielkonflikte zu konsensfähigen, übergreifenden (Gesamt-)Leitbildern zusammengesetzt. Sektorale Leitbilder sind eine wirksame Methode, um mögliche Konflikte bei der Umsetzung verschiedener Entwicklungsziele aufzuzeigen.

Gegenüber den Leitbildern haben sog. Leitlinien keinen konkreten örtlichen oder sachlichen Bezug. Sie sind als übergeordnete Handlungsprinzipien für die naturschutzfachliche Planung aufzufassen.

Aus den zu Grunde gelegten Szenarien, die gleichermaßen den Rahmen für die Formulierung von Entwicklungszielen bilden, und den bisher formulierten Entwicklungszielen bzw. Leitlinien (vgl. [Seite 134↓]Landesanstalt für Großschutzgebiete 1999, Heinken et al. 1999) könnte aus grünlandökologischer Sicht ein sektorales naturschutzfachliches Leitbild für das Rückdeichungsgebiet wie folgt formuliert werden (vgl. auch Grund 1994):

Das Rückdeichungsgebiet unterliegt als Ganzes der Wasserstandsdynamik des Flusses: Hoch- und Niedrigwasser der Elbe schaffen ein Mosaik aus klein- bis großflächig wechselnden Standortbedingungen. Alte und neu angelegte Flurinnen durchziehen das Gebiet als ein Netz von perennierenden und temporären Gewässern, die zum großen Teil mit verschiedenen Röhrichtbeständen bewachsen sind. Erosion und Sedimentation können ungehindert die Oberflächengestalt des Gebiets formen. In langüberfluteten Geländeabschnitten bilden sich große vegetationsfreie oder von Pioniervegetation bewachsene Flächen aus, die Brut- und Rastvögeln als Nahrungshabitat dienen.

Für die Wiederetablierung geschlossener Weich- oder Hartholzauenwäldern vorgesehene Abschnitte entwickeln sich unter Abwesenheit landwirtschaftlicher Nutzung. Die landwirtschaftliche Nutzfläche gliedert sich in halboffene Weideflächen und offene Mahdflächen, die mit auentypischen Mähwiesengesellschaften bewachsen sind. Die Weideflächen bilden „weiche“, parkartige Übergänge zwischen den Wald- und Offenlandbereichen, in denen Gehölzkomplexe inselartig verteilt sind.

Im Sinne der Erreichung des angestrebten Zustands für das Grünland könnte das Leitbild wie folgt untersetzt werden (Umweltqualitätsziele):

Der überwiegende Teil der Rückdeichungsfläche ist primär für die Wiederherstellung naturnaher Auenwaldkomplexe vorgesehen (vgl. Szenarien). Der geringere Teil der Fläche soll auch weiterhin landwirtschaftlich in Grünlandnutzung bewirtschaftet werden, wobei die bisherige extensive Wirtschaftsweise aufrecht erhalten werden soll.

Auf den landwirtschaftlichen Restflächen sollen auentypische Grünlandgesellschaften wiederhergestellt werden. Gemäß ihrem abiotischen Potential werden wechselfeuchte bis wechselfrische Flächen vorwiegend in Mahd- und (wechselfeuchte bis) wechselnasse als reine Weideflächen bewirtschaftet. Die Weideflächen werden auf Grund des hohen winterlichen Überflutungsrisikos nur in der Vegetationsperiode beweidet.

Flächen, auf denen zusammenhängende Auengehölze wiederhergestellt werden sollen, befinden sich entlang des Altdeiches (bisherige Aufforstungen). Deichnahe Aufforstungsflächen bleiben von der landwirtschaftlichen Nutzung ausgeschlossen. Auf dem restlichen Teil der Fläche, der für die Etablierung von Auenwald vorgesehen ist, sollen sich teils in freier Sukzession spontan standorttypische Gehölze einstellen können und teils durch Beweidung mit geringen Besatzdichten Übergangsbereiche zum Offenland entstehen, die locker mit „Regenerationskomplexen“ aus Sträuchern und Bäumen bestanden sind.

5.2.2. Chancen für die Wiederetablierung auentypischer Grünlandvegetation

Standörtliche Voraussetzungen

Die oben beschriebenen Folgen, die die Deichrückverlegung im Rückdeichungsgebiet nach sich ziehen wird, beschränken die Etablierungschancen von Zielarten und -gesellschaften des Grünlandschutzes.

Seit Ende der 80er Jahre hat sich das Konzept der Zielarten zur Erhaltung gefährdeter Arten und ihrer Lebensräume durchgesetzt. Als Zielarten werden solche Arten (Pfanzen und Tiere) ausgewählt, die bestimmte Lebensräume und Biotoptypen repräsentieren und an Hand derer die Wirksamkeit von Naturschutzmaßnahmen kontrolliert werden kann (Meyer-Cords & Boye 1999). Alle anderen Arten, die ebenfalls in den Lebensgemeinschaften auftreten, werden gleichsam „im Schlepptau“ der Zielarten mit geschützt, wenn die spezifischen Habitatansprüche der Populationen langfristig gesichert werden (Mühlenberg & Hovestadt 1992).

Leyer (2000) konnte in Untersuchungen an der Mittelelbe zeigen, dass die Grundwasserdynamik neben der Überflutung einen entscheidenden Faktor für die räumliche Verteilung von Grünlandgesellschaften i.w.S. darstellt. Sie wies nach, dass die von der rezenten Aue (= jetziges Deichvorland) über die Altaue (= Deichhinterland) bis zum (natürlichen) Auenrand nachlassende Dynamik das Vorkommen vieler Arten begrenzt. Übertragen auf die Etablierungschancen auentypischer Grün[Seite 135↓]landvegetation bedeutet dies, dass die zu erwartende dynamischen Wasserstands- und Aquiferbewegungen allein schon das Spektrum möglicher Zielarten einschränkt.

Für eine Vielzahl von Zielarten der Stromtalwiesen ist weiterhin das Trophieniveau der Böden im Rückdeichungsgebiet ein limitierender Faktor für ihre Ansiedlungschancen. Sie sind auf mesotrophe Standorte angewiesen. Hundt (1986) wies in diesem Zusammenhang nach, dass die Düngung ganz wesentlich zur Nivellierung der Wiesenstandorte an der Oberen Mittelelbe und ihren Nebenflüssen beigetragen hat, in deren Folge artenarme Bestände aus nitrophilen Ubiquisten meso- bis schwach eutraphente Grünlandarten verdrängen konnten. Da die an Feinerde reichen Auenböden Nährstoffe langanhaltend zu binden vermögen und die Nährstoffgehalte im Elbwasser nach wie vor hoch sind, erscheint es wenig aussichtsreich, auf den ehemals stark gedüngten Nutzflächen durch eine zeitlich begrenzte intensive Entnahme von Phytomasse (Aushagerung) das Auflaufen der gewünschten Arten zu verbessern. Andererseits stellte Bischoff (2000a) fest, dass die Keimungs- und Wuchsbedingungen für die Wiesen-Silge (Silaum silaus; vgl. Tab. 27) nach zehn Jahren extensivierter Grünlandnutzung, trotz der immer noch erhöhten Nährstoffkonzentrationen im Oberboden, keineswegs schlechter waren als im dauerhaft extensiv bewirtschafteten Grünland. Die geringe Ausbreitungsfähigkeit der Art sei in diesem Fall das Haupthindernis für die Wiederetablierung.

Renaturierungsmaßnahmen am hessischen Oberrhein haben gezeigt, dass nur durch Selbstbegrünung und angepasste Bewirtschaftung ehemaliger Ackerstandorte auch nach 15 Jahren noch nicht zur Zunahme von Cnidion-Zielarten geführt haben (Hölzel 2000). Erst das oberflächliche Abschieben der Böden in einer Tiefe von 0,3-0,5 m erwies sich als eine erfolgreiche Methode, um die erforderliche Verringerung des Nährstoffniveaus (bes. Gesamtstickstoff, Phosphat) zu erreichen.

Diasporenvorrat und Diasporeneintrag

Die natürlichen Wiederetablierungschancen für seltene Auengrünland-Arten sind zu einem großen Teil davon abhängig, inwieweit die betreffenden Arten noch im geplanten Rückdeichungsgebiet vorhanden sind oder ob sie aus nahegelegenen Populationen eingetragen werden können. Für ihre Beurteilung sind nach Bischoff (2000b) drei Faktoren wesentlich: die artspezifische Geschwindigkeit der Diasporenausbreitung, die Entfernung und die Anzahl der nächstgelegenen Diasporenquellen. Vor allem dann, wenn Nutzflächen zuvor über lange Zeiträume intensiv genutzt wurden, stellen sich standorttypische Pflanzengemeinschaften vielfach auch nach längerer Andauer geeigneter Bewirtschaftung noch nicht ein (Bischoff 1996, Drückhammer & Wriedt 1996, Rosenthal 1992).

Im geplanten Rückdeichungsgebiet kommen Zielarten (vgl. Tab. 28) nur noch in kleinen Restpopulationen vor. Es ist anzunehmen, dass die bereits in den 1960er Jahren abgeschlossenen Hydromeliorationsmaßnahmen großflächig die Grundwasserstände zu weit haben absinken lassen. Zudem hat die nicht adäquate Bewirtschaftung der Grünlandbestände (Umbruch, Neuansaat, Mäh-weidenutzung) dazu geführt, dass der Diasporenvorrat (und somit ein autochthones Regenerationspotential dieser Arten) im Rückdeichungsgebiet fast vollständig erschöpft ist. Hinzu kommt das geringe Ausbreitungsvermögen der Zielarten (vgl. Bischoff 2000a, Hölzel 2000, Rosenthal 2000) und der seit langem ausgeschlossene hydrochore Verbreitungsweg.

Die mit der breiten Schlitzung des Altdeiches einhergehende Wiederüberflutung wird den Eintrag großer Mengen von Diasporen in das Rückdeichungsgebiet ermöglichen. Nach Rosenthal (2000) sind bei der hydrochoren Dispersion, angesichts der nutzungsbedingten Diasporenverarmung der meisten Grünlandstandorte, räumlich benachbarte, noch artenreiche „Quellbiozönosen“ von besonderer Bedeutung. Es ist deshalb wichtig, nahe, obertstrom vom geplanten Rückdeichungsgebiet liegende Vordeichareale mit in die Landnutzungskonzepte zu integrieren. Durch angepasstes Bewirtschaftungsmanagement könnten die noch vorhandenen Restpopulationen der Zielarten schon im Vorfeld der Deichrückverlegung so gefördert werden, dass sie Diasporenvorräte aufbauen, aus denen später eine Zuwanderung zur Rückdeichungsfläche erreicht werden kann.

Die Vorhersagen zum Sukzessionsverlauf zeigen günstige Auflaufbedingungen für eingetragene Diasporen, vor allem nach dem Rückgang starker Hochwasser, die Grasnarbe großflächig schädigen. Allerdings müssen diese Arten bei der Etablierung nicht nur mit anderen eingetragenen Dia-[Seite 136↓]sporen konkurrieren. Hölzel (2000) konnte in Renaturierungsversuchen auf ehemaligen Ackerbrachen zeigen, dass der noch vorhandenen Diasporenvorrat in der Hauptsache aus konkurrenzstarken Ruderalarten der Ackerwildkrautflora (R-Strategen) bestehen, die bei Verletzung der Boden-oberfläche in der Lage sind, die konkurrenzschwächeren Grünlandpflanzen zu verdrängen und deren Etablierungschancen zu minimieren. Mit dem Abschieben (s.o.) des Oberbodens wurde die Diasporenbank weitgehend beseitigt und die Auflaufbedingungen der Zielarten verbessert. Auch Drückhammer & Wriedt (1996) fanden, dass die Samenbank der von ihnen untersuchten Feuchtgrünland-Bestände, aufgrund ihrer ungünstigen Artenzusammensetzung und Dominanzverhältnisse, für die Wiederherstellung artenreicher Artengemeinschaften ungünstige Voraussetzungen mitbringen.

Neben der hydrochoren Verbreitung ist auch die Ausbreitung durch Weidetiere von großer Bedeu-tung, und zwar einerseits durch anhaftende (epizoochor; Hufe, Fell) und andererseits durch mit der Nahrung aufgenommene Diasporen (endozoochor; Aufnahme mit dem Futter und Ausscheidung mit dem Kot; umfassende Übersicht in Bonn & Poschlod 1998a).

Bonn & Poschlod (1998a,b) weisen darauf hin, dass das Vieh vor der Einführung der Koppelwirtschaft infolge der betriebenen Hutehaltung als „mobiles Vernetzungselement“ zwischen verschiedenen Phytozoenosen fungierte und – sowohl klein als auch großräumig – einen regelmäßigen Diasporenaustausch sicherstellte. Die moderne Landwirtschaft habe den Bewegungsradius der einst sehr mobilen und effektiven Ausbreitungsvektoren meist auf sehr kleine Flächen beschränkt. Es erscheine zudem fraglich, ob die Ausbreitung von Diasporen durch Mähmaschinen einen gleichwertigen Ersatz für die einstige Zoochorie darstellen könne (vgl. auch Bakker 1989, Strykstra & Verweij 1995).

Wenngleich die Keimungspotenz, d.h. die Anzahl lebensfähiger Diasporen, generell durch die Aufnahme und Darmpassage vermindert wird, so kann die Verdauung die Keimung von Diasporen verschiedener Arten steigern (vgl. Bonn & Poschlod 1998a). So ermittelten auch Langholz et al. (2000) bei Rindern und Schafen, die zuvor mit Diasporen von Grünlandarten gefüttert worden waren, diasporenspezifische Passagegeschwindigkeiten von zwei bis sechs Tagen; bei den meisten Arten sind nach dem vierten Tag keine nennenswerten Anteile keimungsbereiter Samen mehr feststellbar. Die Etablierungsraten von im Tierkot enthaltenen Diasporen unter Konkurrenzbedingungen zeigten ebenfalls große Artunterschiede. Die größten Werte wiesen die Leguminosenarten (Trifolium pratense, Medicago lupulina, Lotus corniculatus) auf, während die Diasporen mehrerer anderer Arten, darunter Daucus carota und Leontodon autumnalis, fast keinen oder gar keinen (Leucanthmum vulgare) Etablierungserfolg zeigten. Diese Arten werden vermutlich bevorzugt durch Epizoochorie verbreitet. Die Anzahl keimungsbereiter Samen war in den Kothaufen der Rinder etwa doppelt so hoch wie in denen der Schafe (mögliche Ursachen: unterschiedliche Kauvorgänge, Darmpassage und Milieu im Tierkot). Einschränkend muss hier angemerkt werden, dass im Kot möglicherweise auftretende Dormanzen in den Versuchen nur zum Teil erfasst wurden. Verschiedene Untersuchungen weisen darauf hin, dass für die vollständige Erfassung des Diasporengehalts längere Expositioszeiten sinnvoll erscheinen (Bonn & Poschlod 1998a).

Die genannten Forschungsergebnisse belegen, dass für die Wiederansiedlung verschiedener Grünlandarten unterschiedliche Transportmedien (Vektoren) erforderlich sind. Sie lassen es sinnvoll erscheinen, Weidetiere als Ausbreitungsvektoren zu nutzen. Durch den Auftrieb auf diasporenreiche Weideflächen (mit Zielarten) zur Fruchtreife und den raschen Umtrieb auf potentielle Etablierungsflächen könnten Diasporen gezielt auf potentielle Standorte transportiert werden.

Potentielle Zielarten der Wiederetablierung von Stromtalgrünland

Die mögliche Auswahl von Zielarten (s. Tab. 28) wird, von den im Rückdeichungsgebiet voraussichtlich herrschenden Standortbedingungen (Wasserhaushalt: Überflutungsdauer, Grundwasserdynamik; Böden: Trophie) begrenzt. Nur solche Arten und Grünlandgesellschaften, für die auf Grund der erwarteten abiotischen Standortqualitäten gute Etablierungschancen bestehen, können


[Seite 137↓]

Tab. 28: Zielarten der Wiederetablierung auentypischer Grünlandgesellschaften und ihre Standortansprüche. – Grau unterlegt sind die Pflanzenarten bzw. -gesellschaften, für die auf Grund der erwarteten abiotischen Standortbedingungen im geplanten Rückdeichungsgebiet potentiell gute Wiederetablierungschancen bestehen.

Arten

RL Bbg.

im UG vork.

syntax. Schwerpunkt

Verbrei-tungs-schwerpunkt

Standort

Etablierungschancen

 
     

Gw-Dynamik

Über-flutung

Nutzung

Trophie

  
          

Cerastium dubium

3

+

Agr-Rum

DV

— - ++

+ - ++

Bew

+

+

 

Trifolium fragiferum

3

+

Agr-Rum

DH

— - ++

+ - ++

Bew

+

+

 

Inula britannica

3

+

Agr-Rum

DV

— - ++

+ - ++

Bew

+

+

 

Mentha pulegium agg.

3

+

Agr-Rum

DV

— - ++

+ - ++

Bew

+

+

 

Ranunculus sardous

3

+

Agr-Rum

DH

— - ++

+ - ++

Bew

+

+

 
           

Veronica scutellata

3

+

Car vulp

DH, Neb.

– - +

+ - ++

Bew

o - +

o

 

Oenanthe fistulosa

3

+

Car vulp

DH, Neb.

– - +

+ - ++

Bew

o - +

o

 
           

Lathyrus palustris

3

Poo-Lat

DH, Neb.

– - +

– - +

Mahd

+

o

 
           

Cnidium dubium

2

+

Cni-Vio

DV/DH

—— - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Achillea ptarmica

3

+

Cni-Vio

DV/DH

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Lychnis flos-cuculi

3

+

Cni-Vio

DV/DH

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Viola persicifolia

2

Cni-Vio

DH, Neb.

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Pseudolysimachia longifolium

3

Cni-Vio

DH, Neb.

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Serratula tinctoria

2

Cni-Vio

DH, Neb.

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Galium boreale

3

+

Cni-Vio

DV/DH

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Thalictrum flavum

/

+

Cni-Vio

DV/DH

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Scutellaria hastifolia

2

+

Cni-Vio

DH, Neb.

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Allium angulosum

3

Cni-Vio

DV/DH

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Gratiola officinalis

3

Cni-Vio

DV/DH

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Iris sibirica

1

Cni-Vio

DH, Neb.

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 

Stellaria palustris

3

+

Cni-Vio

DV/DH

– - ++

— - +

Mahd [Bew]

o - +

+

 

Ranunculus auricomus

3

+

Cni-Vio [San-Sil]

DV/DH

– - ++

— - +

Mahd

o - +

+

 
           

Silaum silaus

3

+

San-Sil

DV/DH

– - ++

Mahd

o - +

+

 

Sanguisorba officinalis

3

San-Sil

DV/DH

– - ++

Mahd

o - +

+

 
           

Leucanthemum vulgare

3

+

Leu-Rum

DV/DH

+ - ++

– – - –

Mahd

o - +

+

 

Campanula patula

3

+

Leu-Rum

DV/DH

+ - ++

– – - –

Mahd

o - +

+

 

Ornithogalum umbellatum

/

Leu-Rum

DV

+ - ++

– – - –

Mahd

o - +

+

 

Ranunculus bulbosus

/

Leu-Rum [Lol-Cyn]

DV

+ - ++

—— - —

Mahd [Bew]

o - +

+

 
           

Leontodon hispidus

3

+

Lol-Cyn [Leu-Rum]

DV

+ - ++

—— - —

Bew [Mahd]

o - +

+

 

Cynosurus cristatus

3

+

Lol-Cyn

DH

+ - ++

—— - —

Bew

o - +

+

 
           

Eryngium campestre

/

+

Dia-Arm [Lol-Cyn]

DV/DH

++

– –

Bew [Mahd]

– - o

 

Dianthus deltoides

3

+

Dia-Arm

DV/DH

++

– –

Bew [Mahd]

– - o

 

Armeria elongata

/

+

Dia-Arm

DV/DH

++

– –

Bew [Mahd]

– - o

 

Ononis spinosa

3

+

Dia-Arm

DV/DH

++

– –

Bew [Mahd]

– - o

 

Carex praecox

/

+

Dia-Arm

DV

++

– –

Bew [Mahd]

– - o

 

Saxifraga granulata

/

+

Dia-Arm

DV/DH

++

– –

Bew [Mahd]

– - o

 
           

Legende

 

Syntax. Schwerpunkt:

Verbreitungsschwerpunkt:

Nutzung:

Trophie:

 

Agr-Rum

V Agropyro-Rumicion - Flutrasen

DV

Deichvorland

Bew

Beweidung

+

eutroph

 

Car vul

Ass. Caricetum vulpinae

DH

Deichhinterland

Mahd

Mahd

o

mesotroph

 

Poo-Lat

Ass. Poo-Lathyretum palustris

Neb.

Nebenflüsse der Elbe

[ ]

optional

oligotroph

 

Cni-Vio

Ass. Cnidio-Violetum persicifoliae

Grundwasserdynamik:

Überflutung:

Etablierungschancen:

 

San-Sil

Ass. Sanguisorbo-Silaetum silai

++

sehr hoch

++

sehr lang

+

gut

 

Leu-Rum

Ass. Leucanthemo-Rumicetum

+

hoch

+

lang

o

mittel

 

Lol-Cyn

Ass. Lolio-Cynosuretum

gering

kurz

gering

 

Dia-Arm

Ass. Diantho-Armerietum

– –

sehr gering

– –

sehr kurz

   


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überhaupt als Zielarten herangezogen werden. Als anthropogener Standortfaktor ist die Flächennutzung bei der Beurteilung der Ansiedlungspotentiale nicht von Belang. Sie ist jedoch nach der Deichrückverlegung für die Sicherstellung optimaler Etablierungsbedingungen von größter Bedeutung.

Aufgelistet sind solche Arten, die nach verschiedenen Autoren in den Grünlandgesellschaften vorkommen, die für die Mittelelbe (Walther div., Redecker 1999a,b, Empen 1992, Hundt 1954) und ihre Nebenflüsse (Burkart 1998, Hellwig 2000, Bischoff 2000) typisch und in ihrem Bestand gefährdet sind (vgl. Tab. 12, Kap. 4.1.6). Es handelt sich dabei sowohl um Kennarten als auch um stete Begleiter der Gesellschaften. Sie sind in der Tabelle von oben nach unten in abfallender Reihenfolge ihrer Ansprüche an die Wasserversorgung sortiert. Wechselnasse Standorte sind durch die Gruppe von Cerastium dubium bis Lathyrus palustris gekennzeichnet, wechselfeuchte Bedingungen durch die von Cnidium dubium bis Sanguisorba officinalis. Die Gruppe von Leucanthemum vulgare bis Cynosurus cristatus steht für wechselfrische Standorte, wechselfrische bis halbtrockene Bedingungen sind durch die Arten von Eryngium campestre bis zu Saxifraga granulata charakterisiert.

Etablierungschancen

Um die Möglichkeit der Wiederetablierung zu bewerten, wurden die Standortansprüche der Vegetationstypen mit den erwarteten Standortveränderungen verglichen, die sich im Zuge der Deichrückverlegung einstellen werden (vgl. Kap. 5.1). Am höchsten wurden Grundwasserdynamik und Überflutungsdauer bewertet, da sie die Wuchsbedingungen eng limitieren und vom Menschen nicht beeinflussbar sind.

Die besten Etablierungschancen bestehen demnach für Arten der Brenndolden- und Silauwiesen sowie der Leucanthemo-Rumiceten. Ebenfalls gute Etablierungschancen besitzen verschiedene eutraphente Flutrasenelemente. Mäßige Chancen bestehen hingegen für Oenanthe fistulosa, Veronica scutellata und Lathyrus palustris, die die erwartete starke Grundwasserdynamik voraussichtlich nicht tolerieren und aus dem Gebiet verschwinden werden bzw. sich nicht etablieren können. Da das Rückdeichungsgebiet gegenwärtig keine hoch gelegenen, sandigen Wuchsorte mit einschließt, ist die Ansiedlung von Arten der Halbtrockenrasen (Diantho-Armerieten) kurzfristig nicht zu erwarten.

Potentielle Wuchsorte

Die Standortansprüche der Arten der Brenndolden-Wiesen (Cnidio-Violetum persicifoliae) liegen zwischen den Standorten der hoch gelegenen Phalarideten- und denen der wechselfeuchten Leucanthemo-Rumiceten, entsprechend Überflutungsdauern zwischen etwa 3 bis 50 Tagen pro Vegetationsperiode. Sie bedecken somit potentiell den weit überwiegenden Flächenanteil der beiden Rückdeichungsvarianten der Szenarien II und III (vgl. Kap. 4.4.2, Abb. 29).

Nach Angaben von Walther (1977) leiten die Silgen-Wiesen (Sanguisorbo-Silaetum silai) zu den Leucanthemo-Rumiceten über. Die Charakterarten vertragen nur schwache Überflutungen (BÁlÁtovÁ-TulÁČkovÁ 1969, Burkart & Pötsch 1996, Empen 1992). Als potentielle Wuchsorte können im geplanten Rückdeichungsgebiet die Standorte der wechselfeuchten Leucanthemo-Rumi-ceten mit Überflutungsdauern von bis zu 20 Tagen in der Vegetationsperiode angenommen werden. Solche Standorte kommen vor allem im Ostteil des potentiellen Rückdeichungsgebiets vor.

Die aufgeführte Artengruppe mit Verbreitungsschwerpunkt innerhalb der Leucanthemo-Rumiceten kennzeichnet Standorte mit geringer bis sehr geringer Überflutung und starker Grundwasserdynamik. Ihr Vorkommen deckt sich im geplanten Rückdeichungsgebiet mit den als wechselfrischen Leucanthemo-Rumiceten (Überflutungsdauer bis zu 3 Tagen pro Vegetationsperiode) ausgewiesenen Standorten, die in beiden Rückdeichungsszenarien nur eine sehr geringe Fläche einnehmen.

Alle aufgeführten Flutrasenarten (V Agropyro-Rumicion) sind in der Lage, sommerliche Trockenperioden unbeschadet zu überstehen. Ihr potentielles Vorkommen im Rückdeichungsgebiet unterliegt daher voraussichtlich keinen abiotischen Beschränkungen. Wie groß die potentiellen Flächenanteile sein werden, die von Flutrasen eingenommen werden, hängt von der Bewirtschaftung und von der Dynamik des Wasserzu- und -abflusses ab (vgl. Kap. 4.4.2).


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Begrenzend für die Ansiedlung mancher Zielarten könnten sich insofern die erwarteten Schwankungen des Grundwasserstands im Jahresverlauf auswirken. Als Maß für deren Dynamik führt Leyer (1999) die Standardabweichung des mittleren Grundwasserstands an. Im rezenten Deichhinterland erreicht dieser Parameter etwa zwischen 0,45 m (vgl. Abb. 48; deichferne Standorte) und 0,8 m (deichnahe Standorte) und liegt damit im Bereich der Werte, wie sie im Deichvorland erreicht werden. Im Gegensatz zum Deichvorland sind die Schwankungsamplituden jedoch erheblich geringer.

Wie Abbildung 47 an Hand von ausgewählten Geländepunkten zeigt, wird die Grundwasserdynamik nach der Deichrückverlegung stark zunehmen. Im Mittel wächst die Standardabweichung um 0,27 auf 0,92 m und die Schwankungsamplitude von 2,84 auf 3,25 m an. Der mittlere Grundwasserspiegel steigt gleichzeitig um 18 cm an. Zusammenfassend kann also gesagt werden, dass zwar im Mittel feuchtere Bedingungen bzw. ein geringerer Grundwasserflurabstand erreicht werden, dass aber die Dynamik, also der Wechsel zwischen trockenen und nassen Perioden, die Wuchsbedingungen der Grünlandbestände beherrschen und deren Vorkommen beeinflussen wird.

Abb. 48: Veränderungen in der Grundwasserdynamik am Beispiel der kleinen Rückdeichungsvariante (Szenario II). – An den ausgewählten Geländepunkten steigt der Grundwasserspiegel durch die Deichrückverlegung im Jahresmittel um 18 cm an. Die Grundwasserdynamik, hier ausgedrückt als Standardabweichung, nimmt gleichzeitig erheblich zu, so dass das Vorkommen von Grünlandgesellschaften durch den dynamischen Wechsel von Trockenheits- und Vernässungsperioden begrenzt sein wird. (Datengrundlage: Montenegro et al. 1999d)

Die im geplanten Rückdeichungsgebiet vorherrschenden trophischen Verhältnisse sind für die Wiederetablierung der Zielarten als günstig einzuschätzen. Infolge der bereits seit 1989 andauernden extensiven Bewirtschaftung sind die Oberböden im Deichhinterland relativ nährstoffarm (Gauß-mann et al. 1999, unveröff.). Die Böden weisen i. d. R. geringe Phosphat- und Stickstoffstoffgehalte sowie geringe bis mittlere Kaliumkonzentrationen auf (Klassifikation nach Hydro Agri Dül-men 1993). Nach der Deichöffnung wird es mit dem Elbwasser zu Nährstoffeinträgen kommen. Die Nährstoffkonzentrationen im Elbwasser haben sich nach Untersuchungen von Schwartz et al. (1999c) infolge der verstärkten Bemühungen um die Wasserreinhaltung seit 1991 wesentlich verringert und zeigen gegenwärtig, wenngleich auf erhöhtem Gehaltsniveau, wieder eine natürliche jahreszeitliche Dynamik.


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Bewirtschaftung

Da fast alle der in Tabelle 28 aufgelisteten Arten obligat an eine Bewirtschaftungsform gebunden sind, können die aufgezeigten Potentiale nur ausgeschöpft werden, wenn für eine dauerhafte und gleichbleibende Bewirtschaftung der entsprechenden Flächen gesorgt wird. Dafür sollte die bisher praktizierte Mähweidenutzung durch eine Dauerweide- oder Dauermahdnutzung abgelöst werden. Alle wechselfeuchten bis wechselfrischen Teile des Rückdeichungsgebiet sollten als Mähwiesen und alle wechselnassen Abschnitte als Weiden (mit geringen Besatzdichten) genutzt werden (s. folgendes Kapitel).

Kowarsch et al. (2000) und Fricke at al. (2000) haben bei Ansaatversuchen in bestehenden Grünlandbestände nachgewiesen, dass eine anfängliche Nutzungsintensivierung nach der Ausbringung der Diasporen die Keimungsetablierung der meisten untersuchten Grünlandarten erheblich fördert. Die Art der Nutzung, Beweidung oder Schnitt, erwies sich dagegen als sekundär. Ko-warsch et al. (ebd.) beobachteten zudem, dass Verletzungen der Bodenoberfläche (0,25 m² große vertikutierte Flächen) imstande sind, die Keimungsetablierung wesentlich zu erhöhen (vgl. auch Hofmann & Isselstein 2000a,b).

5.2.3. Konkrete Maßnahmen für die Wiederherstellung auentypischer Grünlandgesellschaften

Angepasste Flächenbewirtschaftung

Abbildung 49 fasst zeitlich gestaffelte Maßnahmen zusammen, die dazu geeignet sind, die Restitution auentypischer Grünlandgesellschaften in der Etablierungs- und Stabilisierungsphase zu fördern. Grundsätzlich zielen die Maßnahmen darauf hin, das Diasporenpotential im Rückdeichungs-gebiet zu fördern und die Konkurrenzverhältnisse zu Gunsten der kleinwüchsigen und weniger konkurrenzstarken Grünlandarten zu verschieben.

Im vorliegenden Fall bietet sich der Lütkenwischer Werder an. Hier kommen z.B. noch Restpopulationen von Cnidium dubium, Galium boreale und Lychnis flos-cuculi vor.

Durch eine veränderte Bewirtschaftung könnte zudem erreicht werden, dass sich weitere Zielarten zunächst hier etablieren und einen Diasporenpool aufbauen. Nach historischem Vorbild erscheint dazu eine zweischürige Mahd mit langer Nutzungsruhe zwischen den Schnittterminen am ehesten geeignet (vgl. Kap. 4.3). Der erste Schnitt sollte zwischen Mitte Mai und Anfang Juni liegen, gefolgt von einer mindestens zwölfwöchigen Nutzungsruhe. Der zweite Schnitt sollte bei Fruchtreife der erwünschten Zielarten stattfinden; in der Regel ist dies nicht vor Anfang September der Fall. Um ein weitestgehendes Ausstreuen der Diasporen zu gewährleisten, sollte das Mähgut als Heu genutzt und nicht siliert werden.

Um die Wiederbesiedlungschancen zu vergrößern, sollte die Förderung von Beständen, die potentiell als Diasporenquellen fungieren können, der Vollendung der Rückdeichungsmaßnahme möglichst weit vorausgehen und auch danach fortgeführt werden.

Um den Reproduktionserfolg und intraspezifische wachstumsfördernde Effekte (wichtig für konkurrenzschwache Arten) sicherzustellen, ist der punktuellen Ausbringung von Diasporen generell der Vorzug vor deren flächiger Verteilung zu geben. Wiederholungen verbessern den Etablierungserfolg und sollten so lange fortgeführt werden, bis sich tragfähige Populationen ausgebildet haben.

Da der Transport nicht aufschwimmender Diasporen im Zusammenspiel von Absinken und Resuspension durch die Wasserbewegung erfolgt, ist zu erwarten, dass die Strömungsgeschwindigkeiten während der Hochwasser eine bedeutende Rolle für die Ausbreitungfähigkeit verschieden großer Diasporen hat. Speziell an die Wasserverbreitung angepasste Pflanzenarten besitzen schwimmfähige Diasporen, die sich in großer Anzahl im Getreibsel ansammeln (Vogt 2001). Die nach Rückgang eines Hochwassers zurückbleibenden Spülsäume sollten deshalb möglichst auf der Rückdeichungsfläche verbleiben und nur im Falle, dass sie der Landbewirtschaftung entgegen stehen, verstreut werden.

Abb. 49: Maßnahmen zur Restitution auentypischer Grünlandarten und -gesellschaften im zeitlichen Bezug zur Deichrückverlegung (auf der Zeitleiste bei Punkt Null). – Die Durchführung der Maßnahmen muss größtenteils räumlich und zeitlich an das Sukzessionsgeschehen angepasst erfolgen. Sämtliche Zeitpunkte bzw. -räume sind vom Überflutungsgeschehen abhängig und lassen sich deshalb nicht vorhersagen. (Zum besseren Verständnis sind die potentielle Vegetationsdynamik und die davon abhängige Bewirtschaftung der Flächen mit dargestellt.) Weitere Anmerkungen im Text.

Durch den flächigen Abtrag von Oberboden von 0,3 bis 0,5 m (Reduktion des Nährstoff-status; Konkurrenzminderung durch weitgehende Beseitigung des Diasporenvorrats) konnte der Auflauferfolg noch wesentlich gesteigert werden. Aus landwirtschaftlicher Sicht ist die großflächige Anwendung dieses Verfahrens in Hinsicht auf die Bewirtschaftbarkeit kritisch zu bewerten, denn die Absenkung der Bodenoberfläche erhöht das Überflutungs- und das Erosionsrisiko und führt möglicherweise zu verminderten Phytomasseerträgen. Es ist daher zu prüfen, ob der Etablierungserfolg an den Ausbringungsorten verbessert werden kann, indem entweder nur bis in geringe Tiefen abgeschoben wird oder aber die Bodenoberfläche nur durch Fräsen oder Eggen aufgebrochen wird.

Abgesehen von der beschriebenen Oberbodenabschiebung sind die Keimungs- und Etablierungschancen besonders dann günstig, wenn die Grasnarbe infolge Überflutung teilweise oder ganz abgestorben ist. Mögliche Diasporenquellen befinden sich vor allem im Auengrünland der niedersächsichen Nebenflüsse (Seege, Aland) sowie in den Pevestorfer Wiesen gegenüber dem geplanten Rückdeichungsgebiet (vgl. Empen 1992, Hellwig 2000).

1. Die Etablierungsphase bietet konkurrenzstarken Ruderalarten (R-, und SR-Strategen; Therophyten) optimale Keimungs- und Wachstumsbedingungen. Sie sind in der Lage, konkurrenzschwächere Arten, zu denen die Zielarten (v.a. CS- oder CSR-Arten) gehören, zu überwachsen und zu verdrängen (Licht- und Nährstoffkonkurrenz). Im Gegensatz zu den Grün[Seite 143↓]landarten ist ihre Regenerationskraft gering, d.h. mit dem gezielten Einsatz landwirtschaftlicher Nutzung lässt sich das Konkurrenzgleichgewicht zu Gunsten der Grünlandarten verschieben. Am ehesten dazu geeignet ist die Mahd, da sie die assimilierenden Pflanzenteile kurz über dem Erdboden abtrennt und vollständig entnimmt. Pflanzen, deren Speicherorgane unterhalb der Schnitthöhe bzw. im Boden liegen (Hemikryptophyten, Geophyten) erhalten dadurch einen Selektionsvorteil.

Im Fall, dass der Boden zu feucht ist oder wegen einer noch nicht geschlossenen Vegetationsdecke einer Befahrung nicht standhält, bietet sich alternativ die Beweidung der Flächen an. Um einen ähnlichen quantitativen Effekt auf den Pflanzenbestand zu erzielen, sollte die Beweidung kurzzeitig und in hohen Besatzdichten als Portions- oder Umtriebsweide (kurze Intervalle) erfolgen. Der Viehtritt beschädigt in diesem Fall die vorwiegend nicht trittfesten Ruderalarten und schafft Bestandslücken, in denen günstige Keimungsbedingungen herrschen (sog. „safe sites“).

Die Nutzungsintensität sollte anfänglich über der späteren dauerhaften Bewirtschaftung liegen (zwei- bis dreischürige Mahd oder mehrfache jährliche Beweidung). Um die Ruderalarten am Ausstreuen ihrer Diasporen zu hindern, sollte der (erste) Erntezeitpunkt rechtzeitig vor der Fruchtreife liegen und das Mahdgut zur Silierung verwendet werden. Die Nutzungs-ruhe zwischen dem ersten und dem zweiten Bewirtschaftungstermin sollte ausreichen, damit die Zielarten fruchten und ihre Diasporen ausstreuen können. Der Heuwerbung ist in dieser Hinsicht am zweiten Nutzungstermin der Vorrang zu geben.

2. Unter dem Selektionsdruck der Bewirtschaftung stabilisieren sich standortangepasste Grün-landbestände. Abhängig vom Vegetationstyp sollte nun die Bewirtschaftungsintensität u.U. verringert und auf die endgültige Bewirtschaftungsform (früher erster Beweidungstermin, lange Nutzungsruhe von mindestens 12 Wochen) umgestellt werden. In Hinsicht auf die Verwendung des Mahdgutes gilt auch hier, dass der erste Aufwuchs als Silage oder Heu, der zweite Aufwuchs jedoch in jedem Fall als Heu konserviert werden sollte. In der Regel sollten Wiesen zweischürig genutzt werden, wuchsstarke Phalarideten u.U. auch dreischürig.

Die Beweidung sollte aus vegetationskundlicher Sicht möglichst als großflächige Standweide oder Umtriebsweide mit langen Intervallen und in geringen Besatzdichten erfolgen.

Die genannten Maßnahmen gelten in ihrer Mehrzahl auch, wenn es nicht zu einer Deichrückverlegung kommen sollte (= Szenario 0). Um die heutige Bestandsituation auentypischer Grünlandarten zu verbessern, wird es notwendig sein, das Entwässerungsmanagment des Untersuchungsgebiets grundlegend zu verändern. Es sollte das Ziel sein, dauerhaft höhere Grundwasserstände sicherzustellen und deren Schwankungen im Jahresverlauf möglichst gering zu halten.

Flexibilisierung von Auflagen durch den Vertragsnaturschutz

Die angestrebten Entwicklungsziele für das Grünland sind nur dadurch zu erreichen, dass die Bewirtschaftungstermine im Vertragsnaturschutz flexibler gestaltbar und Bewirtschaftungsdetails festschreibbar sind. Dies betrifft

Durch die Flexibilisierung der Bewirtschaftsauflagen, insbesondere durch die Vorverlegung der Mahdtermine, kann es zu Konflikten zwischen den Zielen des Floren-(Grünland) und des Faunen-[Seite 144↓](bes. Limikolen)schutzes kommen. Diese lassen sich jedoch durch rechtzeitige Bestandsaufnahmen der wiesenbrütenden Vogelarten (darunter sind im Untersuchungsgebiet z.B. Großer Brachvogel, Rotschenkel, Bekassine, Kiebitz und Wachtel) minimieren. In Anbetracht der heutigen Bewirtschaftung, die zu einer gleichzeitigen vollständigen Phytomasseentnahme auf zusammenhängenden Flächen von bis zu 50 ha Größe führt, kann eine Diversifizierung der Nutzungsformen und
-zeitpunkte dazu beitragen, ein kleinräumigeres Mosaik verschieden hoher Grünlandbestände und damit geeignete Habitate für die Jungenaufzucht sicherzustellen.

Ermittlung von landwirtschaftlichen Nutzungspotentialen

Um zu einer für den Naturschutz und die Landwirtschaft befriedigenden Verteilung von Vorrangflächen und deren konkreter Festlegung zu kommen, muss neben dem standörtlichen Entwicklungspotential (s.o.) auch das landwirtschaftliche Nutzungspotential bewertet werden. Hierin gehen u.a. Größen wie die Erreichbarkeit der Flächen, das Überflutungsrisiko und die potentiellen Flächenerträge der Bewirtschaftungseinheiten ein (vgl. Gaußmann 2001, Gaußmann & Heinken 2001). Für den Diskussionsprozess ist es sinnvoll, die Ziele der verschiedenen Interessengruppen in Form von Leitbildern zu bündeln (vgl. Kap. 5.2.1).


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11.01.2005