1 Alopecuretum pratensis (Regel 25)

Vorabschätzung der Auswirkungen
verlängerter Überflutungszeiten in den
Überflutungspoldern des DeutschPolnischen Nationalparks auf die
Landwirtschaft
Grundlage für die Novellierung des
Nationalparkgesetzes 2007
Vorgelegt von Prof. Dr. Gisbert Schalitz
und Dipl.-Landw. Helmut Rogge
Criewen im Oktober 2006
Gutachten zu den Auswirkungen verlängerter Überflutungszeiten in den
Überflutungspoldern des Deutsch-Polnischen Nationalparks auf die
Landwirtschaft
Gisbert Schalitz und Helmut Rogge
Nach den Ergebnissen der wasserwirtschaftlichen Machbarkeitsstudie von 2005 ist die
Landwirtschaft durch die Auswirkungen einer verlängerten Überflutung direkt betroffen. Die
Verlängerung der Flutungsdauer stellt einen erheblichen Eingriff in die gesamte Landnutzung
dar. Mit der Variante „Verlängerte Überflutung um 30 Tage“ wird das Ziel verfolgt, die
Polder länger als bisher in das natürliche Flutungsgeschehen einzubinden. Die Schließung der
Einlassbauwerke soll um 30 Tage verschoben werden, was aber nicht bedeutet, dass
gleichzeitig die Auslaufbauwerke zu schließen sind. Das ist für die Landwirtschaft von
Vorteil, da der Auslauf des Wassers ereignisabhängig von den Wasserstandsverhältnissen in
den Poldern und der Vorflut erfolgen kann. Lt. Wasserwirtschaftlicher Machbarkeitsstudie
(2005) werden folgende Begriffe unterschieden:
 Verlängerte Flutungsdauer: Zeitraum um den die Einlassbauwerke im Pflanzenzustand
länger als im Ist-Zustand geöffnet bleiben, vereinbart vom Fachbeirat 30 Tage
 Verlängerte Überflutungsdauer: Zeitraum, um den die Polder im Plan-Zustand
tatsächlich länger unter Wasser stehen als im Ist-Zustand.
Es gibt hierzu verschiedene Variantenrechnungen aber auch Erfahrungswerte vom
tatsächlichen Überflutungsgeschehen in den zurückliegenden Jahren. Daraus ist abzuleiten,
dass geplante Flutungsdauer und tatsächliche Überflutungsdauer nicht übereinstimmen.
Anhand vorliegender Überflutungsdaten wäre von Wahrscheinlichkeiten auszugehen
(Summenhäufigkeiten
bzw.
Summenhäufigkeitskurven),
um
die
verlängerte
Überflutungsdauer abzuschätzen. Da dazu die Datenlage nicht ausreicht und deshalb der Weg
der Variantenrechnung beschritten wurde, kann die verlängerte Überflutungsdauer nur
geschätzt werden. Aus langjährigen Beobachtungswerten und den in Tab. 5-1 dargestellten
Varianten (WWMS) kann man davon ausgehen, dass die Polder A/B im Mittel nicht länger
als ca. 15 Tage unter Wasser stehen. Darauf deuten auch die abgefallenen Pegelmesswerte
von April : Mai hin (Tab. 1). Es wird hier je nach Höhenlage und Vorflutsystem graduelle
Unterschiede geben. Für die höher gelegenen Flächen des Alopecuretum, die zukünftig
überwiegend weiter zu vertretbaren Bedingungen landwirtschaftlich genutzt werden sollen,
trifft dieser Wert unseres Erachtens aber mit ziemlicher Sicherheit zu. Hieraus ergeben sich
verschiedene Auswirkungen auf die Landwirtschaft, die im vorliegenden Material abgeschätzt
werden sollen:
a) Veränderungen im gesamten pflanzensoziologischen Gefüge der Polder (s. Karte 3/4)
b) Auswirkungen auf Ertrag und Qualität der nutzbaren Biomasse
c) Verspätete Nutzbarkeit der Flächen, ggf. mit Erschwernissen der Bewirtschaftung
Auf die Veränderungen im pflanzensoziologischen Gefüge ist Schalitz (2002) in seinem
Bewertungsrahmen Grünland in den Überflutungspoldern des Deutsch-Polnischen
Nationalparks eingegangen. Es wurden Varianten für extensive und intensive Nutzung
erarbeitet und mit Richtwerten für die Erträge und Futterqualitäten untersetzt.
Zur Vereinfachung der Taxation der Grünlandflächen nach dem Pflanzenbestand ist eine
Zusammenfassung von 7 Gruppierungen zu vier Einheiten vorgeschlagen worden. Dieses
Grundschema bleibt nach wie vor anwendbar, doch ergeben sich bei verlängerter
Überflutungsdauer noch Modifizierungen bzw. Ergänzungen bezüglich verstärkter
Extensivierung, auf die näher eingegangen werden muss.
Tabelle 1: Pegelstände an ausgewählten Bezugspunkten (n = 32 Jahre) April : Mai im Vergleich nach WASY 2005
Wasserstände
NW
MNW
MW
MHW
HW

NW
MNW
MW
MHW
HW
April
0,57
1,89
2,27
2,63
4,14
Stützkow
Mai
0,47
1,35
1,78
2,30
3,64
rel.
82
71
78
87
88
2,30
1,91
81,53
= Niedrigwasser
= mittleres Niedrigwasser
= Mittelwasser
= mittleres Hochwasser
= Hochwasser
Schwedt Schleuse OP
April
Mai
rel.
-0,10
-0,02
20
0,52
0,31
60
0,80
0,53
66
1,10
0,80
73
2,64
1,62
61
Schwedter Brücke
April
Mai
rel.
0,10
0,10
100
1,02
0,66
65
1,36
0,99
73
1,70
1,40
82
3,08
2,50
81
Schwedter Schleuse UP
April
Mai
rel.
-0,20
-0,31
155
0,17
0,03
18
0,42
0,22
52
0,76
0,50
66
1,67
0,96
57
Pegel Friedrichsthal
April
Mai
rel.
-0,20
-0,15
75
0,10
-0,01
-10
0,36
0,18
50
0,71
0,44
62
1,60
0,91
57
0,99
1,45
0,56
0,51
0,65
55,99
1,13
80,20
0,28
69,66
0,27
46,77
Im Feuchtbereich des Phalaridetum, Glycerietum und Caricetum werden schwerpunktmäßig
die Totalreservate liegen. Sie fallen in der Regel aus der Nutzung, für
Auswirkungsrechnungen bzw. Äquivalentbestimmung sind Ertrags- und Qualitätsvorgaben
gemacht, unter der Voraussetzung extensiver vertretbarer landwirtschaftlicher Nutzbarkeit.
Wichtige Arbeiten dazu sind von Schumann, Bartels, Heil & Bornkamm (1999) bei Phalaris
arundinacea und Carex gacilis geleistet worden. Die Flächen des Phalaridetum arundinacea
und des Caricetum gracilis liegen beide meist nur 0,4 bis 0,5 m über NN. Es zeigte sich aber,
dass Phalaris durch die Dauer der Überflutungszeit stärker negativ beeinflusst wurde und bei
gemeinsamem Vorkommen die geringfügig höher gelegenen Standorte bevorzugte als Carex.
In den seit 1990 nicht mehr gedüngten Flächen des Phalaridetum arundinacea mehren sich die
dunkelgrünen Inseln mit Carex gracilis und deuten auf ein „Wiederkommen“ vieler Arten hin,
die ab den 60er Jahren nur noch als Begleiter im Phalaridetum arundinacea anzutreffen waren.
Stärker an das Auftreten von Carex gracilis gebunden waren Rorippa amphibia, Bidens
tripartita, Bidens cernua, Carex vesicaria, Polygonum amphibium (Schumann et al., 1999).
Bei Phalaris war eine höhere Anzahl möglicher Begleitarten zu beobachten als bei Carex
unter extremen Staunässebedingungen. Bei Phalaris nahm die Sprosslänge mit zunehmender
Anzahl an Begleitarten stark ab, was bei Carex kaum der Fall war. Daraus ist abzuleiten, dass
unter natürlichen Bedingungen wohl Carex der stärkere Konkurrent ist, der Begleitarten
weniger Raum lässt. Wenn die Mahd in vielen Bereichen gänzlich unterlassen wird, so ist
damit zu rechnen, dass Carex gracilis noch konkurrenzstärker wird und längerfristig
Pflanzenbestände wie im polnischen Zwischenoderland (Wasserstand seit 1945 nicht mehr
geregelt, direkt von der Wasserführung der Oder abhängig) entstehen werden.
Bisher beobachtete Entwicklungen (10 Jahre) deuten darauf hin. Die
Bestandesumschichtungen sind jedenfalls voll im Gange und wann ein Sukzessionsstadium
erreicht sein wird, ist noch nicht abzuschätzen. Ob es sich bei der Vegetation im polnischen
Zwischenoderland bereits um ein Sukzessionsstadium handelt, kann noch nicht endgültig
beurteilt werden.
Bleiben solche Flächen aber in der Nutzung und wird aus Gründen des Schutzes von
Wachtelkönig und Seggenrohrsänger erst nach dem 15. August genutzt, so ist dieses Erntegut
als Futter völlig wertlos. Für die Mäh- und Transportarbeiten müsste eine zusätzliche
Entschädigung gezahlt werden, da den Landwirten erheblicher Aufwand entsteht.
Abgemildert werden könnte das Problem, wenn das Erntegut als nachwachsender Rohstoff
Verwendung findet. Hier wäre die Papier- und Zellstoffgewinnung denkbar aber auch die
Verwendung als Brennstoffpellets oder Briketts.
Über die nachwachsenden Rohstoffpotentiale im Feuchtbereich hat Rogge (2004 und 2005)
Untersuchungen angestellt. Lässt man Rohrglanzgras- und Seggenbestände über die gesamte
Vegetationszeit wachsen, so akkumulieren sich enorme Biomassemengen.
A) Jahresergebnisse 2004* (n = 4 Wiederholungen), Polder 10
Schilf (Phragmites australis)
Groß-Seggenbestand (Schlanksegge, Sumpfsegge)
Rohrglanzgras
*ohne jegliche Düngung
118,3 dt/ha TM
69,3 dt/ha TM
85,4 dt/ha TM
B) Jahresergebnisse 2005* (n = 4 Wiederholungen), Polder 10
Schilf (Phragmites australis)
Seggenbestand (Schlanksegge, Sumpfsegge)
Rohrglanzgras
*ohne jegliche Düngung
148,7 dt/ha TM
98,5 dt/ha TM
126,8 dt/ha TM
Die Ernte der Biomasse fand in den Monaten September bis November statt, wenn TSGehalte um 60 % erreicht werden. Die Grundwasserstände zeigen, dass in diesem Zeitraum
noch relativ gute Befahrbarkeit gegeben ist. Im Ausnahmefall kann auch eine Nutzung alle 2
Jahre vertretbar sein. Die Erträge an Biomasse werden dann noch deutlich höher sein,
allerdings ist mit stärkerer Verschmutzung des Materials zu rechnen. Wird die Biomasse der
Rehnen und anderer Feuchtstandorte überhaupt nicht mehr geerntet, so tritt auch kein
Nährstoffentzug ein. Flußauen insbesondere Unterläufe der Flüsse sind akkumulierende
Systeme, die seit der Industrialisierung große Mengen an Schwermetallen und Schadstoffen
sorbiert haben. Der Reichtum an Makronährstoffen ist beachtlich und über die Schlickzufuhr
kommen stetig neue Mengen hinzu (s. Tab. 2).
Dieser Sachverhalt ist bei der Einrichtung von Totalreservaten zu beachten. Daraus gehr auch
die Konsequenz hervor, dass sich das Ökosystem weiter verändert und Lebewesen an der
Spitze der Nahrungspyramide unter Umständen Schaden erleiden können. Auch aus dieser
Sicht ist die gelegentliche rsp. partielle Entnahme von Biomasse zur Produktion
nachwachsender Rohstoffe zu überdenken.
Tabelle 2: Bestimmung der Entzugs- und Filterfunktion von Großröhrichten (1993)
Standort Lange Rehne, Versuchsfläche
Phalaridetum
Variante
OS
kg/10 m²
% TS
TS
dt/ha
0N
150 N
150 N
0N
150 N
Mittel 150 N
Mittel 0 N
15,50
18,50
28,00
19,00
13,50
68,30 105,87
67,90 125,62
69,70 195,16
63,80 121,22
63,30 85,46
20,00
17,25
66,97 135,41
66,05 113,54
150 N
0N
0N
150 N
0N
Mittel 150 N
Mittel 0 N
16,50
13,50
16,50
26,50
16,50
21,50
15,50
64,70
60,60
57,70
66,00
65,60
65,35
61,97
Cu
mg/kg TS
Cu-Entzung
kg/ha
Cd
mg/kg TS
Cd-Entzug
kg/ha
8,35
8,81
10,70
7,59
8,00
0,0884
0,1107
0,2088
0,0920
0,0684
0,23
0,25
0,28
0,23
0,13
0,0024
0,0031
0,0055
0,0028
0,0011
0,1293
0,0902
Glycerietum
106,76
8,52
81,81
5,98
98,51
8,84
174,90
10,60
108,24
10,80
140,83
96,19
Phalaridetum
0,0032
0,0026
0,0910
0,0489
0,0871
0,1854
0,1169
0,1382
0,0843
0,25
0,15
0,21
0,16
,029
0,0027
0,0012
0,0021
0,0028
0,0031
0,0027
0,0021
Cr
mg/kg TS
Cr-Entzung
kg/ha
Pb
mg/kg TS
Pb-Entzung
kg/ha
Ni
mg/kg TS
Ni-Entzung
kg/ha
0N
150 N
150 N
0N
150 N
Mittel 150 N
Mittel 0 N
1,23
1,17
1,11
0,57
0,63
0,0130
0,0147
0,0217
0,0069
0,0054
0,0139
0,0100
1,96
1,79
1,95
88,10
0,65
0,0207
0,0225
0,0381
1,0679
0,0056
0,0220
0,5433
1,57
1,73
1,80
1,43
1,90
0,0166
0,0217
0,0351
0,0173
0,0162
0,0244
0,0170
150 N
0N
0N
150 N
0N
0,86
0,67
0,71
0,95
1,42
0,0092
0,0055
0,0070
0,0166
0,0154
0,0300
0,0133
0,0213
0,0224
0,0311
1,63
2,41
2,23
1,24
1,47
0,0174
0,0197
0,0220
0,0217
0,159
Glycerietum
2,81
1,62
2,16
1,28
2,87
Mittel 150 N
Mittel 0 N
Zn
mg/kg TS
0N
150 N
150 N
0N
150 N
Mittel 150 N
Mittel 0 N
196,00
168,00
180,00
241,00
125,00
150 N
0N
0N
150 N
0N
Mittel 150 N
Mittel 0 N
168,00
140,00
138,00
162,00
247,00
0,0129
0,0093
Phalaridetum
Zn-Entzung
kg/ha
2,0750
2,1103
3,5129
2,9214
1,0682
2,2305
2,4982
Glycerietum
1,7935
1,1453
1,3594
2,8334
2,6735
2,3134
1,7261
0,0262
0,0219
Hg
0,0195
0,0192
Hg-Entzung
mg/kg TS
kg/ha
0,02
0,02
0,02
0,02
0,02
0,0002
0,0003
0,0004
0,0002
0,0002
0,0003
0,0002
0,02
0,02
0,02
0,02
0,02
0,0002
0,0002
0,0002
0,0003
0,0002
0,0003
0,0002
Eine andere Nutzungsalternative ist die Grassamenvermehrung aus natürlichen Beständen.
Untersuchungen von Drescher (1988) belegen, dass dies großflächig möglich ist und zur
Stabilisierung antochthoner Bestände beiträgt. Allerdings ist der Drusch mit den
Mähdreschern schon etwa Mitte Juli erforderlich. Das anfallende Rohrglanzgrasstroh kann als
Viehfutter, Einstreu oder nachwachsender Rohstoff verwendet werden.
Zu DDR-Zeiten wurde im damaligen Vogelschutzgebiet von ca. 200 ha im Polder B auf diese
Weise Saatgut gewonnen. Der Mähdrescher kann unter Umständen auch so hoch eingestellt
werden, dass nur das obere Drittel der Pflanzen mit den Blütenständen gedroschen wird.
Die Kompostierung von Erntegut setzt weite Transportwege bis außerhalb der Polder voraus.
Im Polder dürfen weder Silos noch Kompostmieten angelegt werden. Das führt zu einer
wesentlichen Verteuerung des Produktes. Für die Kompostbereitung wäre außerdem der
erhöhte Schwermetall- und Schadstoffgehalt des Ausgangsmaterials aus den Feuchtbereichen
problematisch (Hierold, Höhn und Schalitz, 1997).
Zusammenfassend kann zu den Auswirkungen auf die Landwirtschaft in den Feuchtbereichen
(Phalaridetum, Glycerietum, Caricetum) ausgeführt werden:
Zu a) Längere Überflutungszeiten und verminderte Abflusszeiten der Vorflutsysteme werden
längere Staunässeperioden bewirken. Das führt zu einer starken Zunahme der
Seggenvegetation, wie sie bereits vielerorts zu beobachten ist (Polder 10, A/B Gerichtswiese,
am Zampsee, Lange Rehne usw.). Andererseits werden die Feuchtbereiche überwiegend zu
Totalreservaten. Das verhindert jeglichen Nährstoffentzug, wodurch sich nährstoffliebende
Eutrophierungszeiger teilweise halten werden. Die Pflanzenbestände im Feuchtbereich
werden artenreicher und vielgestaltiger. Das schließt auch das Vorkommen von Giftpflanzen
mit ein. Kleinräumig werden Flutrasengesellschaften wie das Ranunculo-Alopecuretum
geniculati Tx. 37, das Agropyro-Rumicion Tx. 50 und mannigfaltige Ausbildungsformen mit
Glyceria fluitans in den Übergängen zu Magnocarcion-Gesellschaften an Umfang gewinnen.
Diese Formen aber auch Linienbiotope wie das Cuscuto-Convolvuletum sepium Tx. 47
erlangen landwirtschaftlich keine Bedeutung.
Wie die Erfahrungen aus dem polnischen Zweistromland zeigen, wird mit einer großflächigen
Verbuschung und Ausbreitung der Weichholzauen nicht zu rechnen sein. Es sollten hier auch
alle Versuche der künstlichen Etablierung unterbleiben.
Zu b) Der Ertrag in den Feuchtbereichen wird sich voraussichtlich nicht verändern, wohl aber
die Qualität. Wenn im landwirtschaftlichen Sinne weiter genutzt werden soll, ist mit
deutlichen Qualitätsminderungen in den Uferrehnen zu rechnen. Aus landwirtschaftlicher
Sicht wird es am zweckmäßigsten sein, die allgemein schwer befahrbaren Feuchtflächen zu
Totalreservaten umzuwidmen. Sollten dem andere Prioritäten entgegenstehen, ist über
alternative Nutzungsformen (späte Nutzung) nachzudenken, z.B. nachwachsende Rohstoffe
u.ä. Die dabei zu erzielenden Erträge sind wesentlich höher als nach dem landwirtschaftlichen
Bewertungsrahmen und es hängt vom Preisgefüge und den Abnahmemöglichkeiten ab, ob
sich Realisierungsansätze ergeben.
Die Bereitung von Kompost wird in jedem Falle Subventionierungen bzw. Zuzahlungen über
den Vertragsnaturschutz erforderlich machen. Das ist aber unumgänglich, wenn die Flächen
beräumt werden müssen.
Eine mögliche Saatguterzeugung setzt die Nutzung um Mitte Juli voraus. Die dabei
erzielbaren Erträge an Saatgut und Biotrockenmasse finden sich bei Drescher (1988).
Zu c) Auf den Flächen im Feuchtbereich ist bei verlängerter Flutungszeit in Zukunft generell
von Nutzungsmöglichkeiten auszugehen, die jenseits landwirtschaftlich vertretbarer
Nutzungszeitspannen liegen (s. Bewertungsrahmen 2002). Deshalb sind hier andere
Nutzungsformen zu erschließen, wie sie unter Punkt b aufgeführt sind.
In der Praxis wird häufig das späte Überweiden praktiziert. Das ist bei den im Herbst völlig
überalterten Beständen ziemlich sinnlos, da der gesamte Aufwuchs nur niedergetreten wird
und ein sehr unschönes Landschaftsbild entsteht.
Werden die Flächen gemulcht, ist das Abfahren der Biomasse wichtig, damit ausgehagert
wird und der Neuaufwuchs sich entwickeln kann. Mulchen mit Liegenlassen des Gutes ist im
Überflutungsbereich problematisch, da das Gut bei Abschwemmung Vorfluter und
Auslassbauwerke verstopft.
Nach PPL (Pkt. 2.2.4, S. 38) kann auch eine Ausweisung als Totalreservat erfolgen, wo
übergangsweise noch eine Pflegemahd stattfindet “solange ihre Funktion als Erhaltungs- und
Ausbreitungsräume der schutzwürdigen Offenlandarten nicht von anderen Gebietsteilen
erfüllt wird.“ Das heißt, Totalreservate können festgelegt werden mit der Option der
Umsiedlung bestimmter schutzwürdiger Arten.
In der wasserwirtschaftlichen Machbarkeitsstudie wird davon ausgegangen, dass sich die
Wassergüte im Zulauf aus der Oder oder Schwedter Querfahrt nicht signifikant ändert. Es
werden im Polder viele Flächen noch zu späteren Zeitpunkten überflutet sein, wenn die
Einlassbauwerke erst am 15.5. geschlossen werden. Bei Schließen der Bauwerke am 15.4.
finden wir noch wochenlang Oberflächenwasser in vielen Senken, Löchern und sonstigen
Vertiefungen (s. Bsp. 1992, 1994 Tab. 3, 4). Wir sehen, das die Güte des Oberflächenwassers
auch stark anthopogenen Einflüssen unterlag. Ab Anfang Mai
können Blaualgen
(Cyanobakterien) auftreten, darunter auch potentiell toxische Arten. Besonders bei einer
schnellen Erwärmung des Wassers werden sich verstärkt thermophile Blaualgen entwickeln
(WWMS). Dabei ist nicht nur der Zeitraum 15.4. – 15.5. zu betrachten, sondern ein Zeitraum
mindestens 14 Tage bis 3 Wochen länger. Das Wasser versickert selbst in kleinsten Senken
kaum, es verursacht häufige Sauerstoffzehrungen mit Freisetzung von H2S (an fauligem
Geruch erkennbar). Verfärbungen des Wassers durch Lösung von Eisen und Mangan sind
häufig. Die extrem hohen Mangan-Gehalte im Polder-Futter sind von Schalitz bereits 1970
festgestellt worden. Auf die Problematik der Freisetzung von Schwermetallen haben Hierold,
Höhn und Schalitz (1998) hingewiesen. Ergänzende mikrobielle Untersuchungen bzw.
Modellversuche werden empfohlen.
Eine Veränderung der Sedimentation (Zufuhr von abschlämmbaren Bodenteilchen und
Nährstoffen) ist nach der WWMS nicht zu erwarten. Bei einer jährlichen Zufuhr von ca. 7
kg/ha P2O5 und 12 kg/ha K2O (Schalitz, 1984) wird der Nährstoffbedarf von Weiden und
extensiven Mähweiden schon weitgehend gedeckt.
Tabelle 3: Wasserproben von Überflutungswasser im Poldergebiet Schwedt
Proben-Nr. Ort/Bemerkungen
Wasserproben gezogen am 06.05.1992
1-6
Criewener Melkstand
7
Wasserloch Nähe Criewener Melkstand
8
Wasserloch 1 km gegenüber Criewener Melkstand
9
Wasserlauf Mitte Polder (Höhe Criewener Melkstand)
10
Wasserloch am alten Criewener Melkstand
Wasserproben gezogen am 08.05.1992
11
Wasserloch vor Melkstand Berkholz
12
Wasserlauf 50 m vor Berkholzer Melkstand, Richtung Schwedt
13
Wasserlauf 1 km entfernt von Berkholzer Melkstand, Richtung Schwedt
14
Aus Erdloch vom Melkstand Berkholz, Richtung Polen
15
Mitte Polder, unmittelbar an der Brücke Eichseewiese
16
Auf der Brücke aus Vertiefung
17
Hinter der Brücke aus Vertiefung der Betonplatte, Richtung Zützen
18
Wasserloch 20 – 30 m vor Brücke, Richtung Polen
19
Wasserloch 1 km vom Winterdeich entfernt
20
Wasserlauf ca. 50 m vom Winterdeich entfernt, von der Straße Richtung Zützen
21
Wasserlauf ca. 50 m vom Winterdeich entfernt, von der Straße Richtung Zützen
22
Wasserlauf an der Oderflutbrücke
23
Wasserloch Einfahrt von B 166
24
Wasserloch Mitte Polder
25
Wasserloch 2 km entfernt vom Sommerdeich
26
Wassergraben Nähe Sommerdeich
27
Jauchegrube Criewener Melkstand, Richtung Galow
28
Jauchegrube Criewener Melkstand, Richtung Schwedt
Nr.
K
Mg
P
Na
Ca
NH4-N
NO3-N
pH
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
1
74,75
29,88
8,77
182,31
284,88
nicht messbar
0,12
8,4
2
17,45
17,63
4,77
72,53
75,44
3,46
0,00
8,2
3
26,66
25,33
2,34
103,22
92,03
6,26
0,00
8,1
4
11,10
16,93
0,04
68,00
66,41
0,87
0,74
8,3
5
40,81
21,34
3,13
84,41
63,72
0,13
0,00
8,5
Nr.
K
Mg
P
Na
Ca
NH4-N
NO3-N
pH
Nr.
K
Mg
P
Na
Ca
NH4-N
NO3-N
pH
Nr.
K
Mg
P
Na
Ca
NH4-N
NO3-N
pH
Nr.
K
Mg
P
Na
Ca
NH4-N
NO3-N
pH
Nr.
K
Mg
P
Na
Ca
NH4-N
NO3-N
pH
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
6
18,16
17,13
0,98
74,63
50,28
0,10
0,02
8,2
11
15,53
15,84
0,87
60,00
63,47
0,37
0,00
8,2
16
16,57
8,57
0,00
48,09
46,14
1,22
1,01
8,0
21
12,27
17,95
2,03
73,13
77,63
2,38
0,00
8,3
26
10,67
17,79
0,10
64,31
77,63
0,09
0,00
8,4
7
42,77
19,27
2,27
57,00
64,44
0,54
0,00
8,2
12
56,44
53,23
0,08
184,19
207,00
4,18
0,10
7,9
17
8,16
5,18
0,49
13,04
20,02
2,12
0,61
7,7
22
10,25
15,10
0,005
66,78
68,59
0,32
0,91
8,2
27
23,09
4,88
2,22
7,27
4,88
1,38
0,00
7,5
8
18,33
17,73
0,17
72,00
39,06
0,00
0,00
8,2
13
21,63
26,91
0,00
120,00
128,38
3,27
0,68
8,1
18
16,74
27,83
1,14
88,81
109,13
6,90
0,00
8,2
23
9,97
19,78
0,00
70,94
122,06
0,56
0,00
7,7
28
17,97
4,80
2,57
8,64
16,35
4,30
0,00
7,6
9
8,40
21,62
0,04
100,53
111,81
2,05
0,00
8,1
14
200
keine Lösung
keine Lösung
74,75
97,16
keine Lösung
0,87
7,4
19
19,12
17,54
2,44
69,84
66,16
0,63
0,00
8,1
24
11,12
17,79
0,38
67,03
77,63
0,51
0,10
8,2
10
19,34
17,01
1,46
64,72
77,63
0,18
0,00
8,3
15
14,51
17,03
0,00
63,05
70,06
1,62
0,62
8,3
20
12,71
18,36
1,78
73,34
85,69
2,50
0,00
8,3
25
14,27
17,19
0,57
66,31
64,19
0,24
0,00
8,4
Tabelle 4: Überflutungswasser vom 13.06.1994
Wasserprobe Nr. 1 Transekt Criewener Brücke – Oder, 400 m vom Kanaldamm
Wasserprobe Nr. 2 Transekt Criewener Brücke – Oder, Mitte Polder
Wasserprobe Nr. 3 Transekt Criewener Brücke – Oder, 500 m von der Oder
Wasserprobe Nr. 4 Transekt Criewener Brücke – Oder, 100 m vom Kanaldamm
Wasserprobe Nr. 5 Transekt Criewener Brücke – Oder, 100 m zum Oderdamm
Nr.
NH4-N
NO3-N
P
K
Mg
Ca
Na
Cl
pH
Mn
Zn
Fe
Cu
Al
Cd
Pb
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
ppm
1
0,03
< 0,01
0,65
7,78
12,93
29,77
68,32
41,31
8,10
n.n.
0,029
0,094
0,002
n.n.
0,00036
0,00050
2
3,71
0,25
1,00
12,28
20,02
37,88
88,02
72,54
8,16
0,074
0,120
0,973
0,021
n.n.
0,00047
0,0180
3
4,87
< 0,01
2,08
5,37
11,37
32,04
68,14
44,91
7,53
2,533
0,054
0,150
0,007
n.n.
0,00043
0,0085
4
19,60
< 0,01
0,97
3,69
13,66
36,62
85,95
60,20
7,76
1,416
0,018
0,104
0,005
n.n.
0,00048
0,0085
5
6,01
< 0,01
0,28
2,47
20,03
36,90
80,76
54,29
7,34
0,138
0,028
0,138
0,003
n.n.
0,00045
0,0075
Die Flächen des natürlichen Alopecuretum (Wiesenfuchsschwanzgesellschaft) finden wir in
den Poldern in der höheren Lage bei Sommergrundwasserständen von 50-90 cm. Diese
Flächen sind als Mäh-, Weide oder Mähweideflächen meist gut nutzbar. Da sie hinsichtlich
Ertrag und Futterqualität bei extensiver Nutzung günstig abschneiden, sollten sie für die
weitere landwirtschaftliche Nutzung favorisiert werden (Schalitz, 2002). Nach Passarge
(1964) besiedelt der Verband des Alopecurion pratensis all. Nov. (FuchsschwanzFrischwiesen) die wechselfeuchten Überschwemmungswiesen. Der Verband ist untersetzt
durch eine Assoziationsgruppe des Alopecuretum pratensis Regel 25. Über die standörtliche
Gliederung dieser Bestände konnte Passarge noch keine allgemeingültigen Ergebnisse
vorlegen. Runge (1990) teilt eine erweiterte Auffassung des Alopecuretum pratensis und
unterscheidet 10 verschiedene Wiesenfuchsschwanzwiesen, darunter das
Agropyro-Alopecuretum (mit Gemeiner Quecke)
Cnidio-Alopecuretum (mit Brenndolde)
Agrostio-Alopecuretum (mit Flechtstraußgras)
Diese Formen kommen in den Überflutungspoldern vor und weisen einen deutlichen
Standort- und Nutzungsbezug auf. Der Standort- und Nutzungseinfluss kann bei den
artenarmen Fuchsschwanzgesellschaften sogar so weit gehen, dass sogenannte
Fragmentgesellschaften entstehen. Diese bildeten sich teilweise im Untersuchungsgebiet
heraus. Einer beschriebenen Assoziation können u. U. kennartenlose Aufnahmen zugeordnet
werden, wenn ihre sonstige Artenkombination der typischen Artenverbindung entspricht
(Pott, 1992). Eine Zuordnung zu Gesellschaften ist auch möglich, wenn keine Kenn- und
Trennarten der Assoziation vorhanden sind, wohl aber die höheren Ordnungsstufen (Passarge,
1964; Pott, 1992).
Ein Beispiel dafür ist die Herausbildung von Queckenrasen in nahezu Monokultur in den 70er
und 80er Jahren. Im Alopecuretum lagen die Erträge trotz intensiver Nutzung mit 260 – 350
dt/ha noch niedriger als im hochgedüngten Phalaridetum (Schalitz et. al., 1984). Diesen
„Mangel“ versuchte man durch verstärkte Düngung auszugleichen (Schneegaß, 1970), ohne
zu berücksichtigen, dass die qualitativen Parameter des Wiesenfuchsschwanzes weitaus
günstiger lagen. Mit hohen Düngermengen bis 400 kg/ha konnten zwar die Erträge
vorübergehend gesteigert werden (Produktionswert max. 8 kg TM pro kg N!), aber es setzen
dabei radikale Bestandesumschichtungen zur Quecke (Agropyron repens) ein. Nach etwa 5
Jahren war ein fast reiner Queckenbestand erreicht. Die Erträge stiegen nicht mehr, die
Futterqualität war spürbar gesunken.
Die Renaturierung, die nach der politischen Wende eingeleitet wurde, gestaltete sich äußerst
langwierig und schwierig (Schalitz, Käding und Leipnitz, 1997).
Eine an die Polderbedingungen angepasste Vegetationsgliederung des Alopecuretum pratensis
liegt von Schalitz (1970) vor. Dabei zeigt sich, dass die Ausformung des Alopecuretum am
stärksten mit der Höhenlage und damit der Überflutungsdauer korreliert war. Zu ähnlichen
Schlussfolgerungen kamen Neubert et. al. (2001) in der Elbaue bei Lenzen.
1
Alopecuretum pratensis (Regel 25)
1.1
Leontodon autumnale-Subassoziation
(Herbstlöwenzahn-Untergesellschaft)
1.1.1 Festuca pratensis-Facies
1,1-2,2 m ü. NN
(Wiesenschwingel-Ausbildungsform)
1.1.2 Leontodon autumnale-Facies
0,8-1,1 m ü. NN
(Herbstlöwenzahn-Ausbildungsform)
1.1.3 Phalaris arundinacea-Facies
0,8-1,0 m ü. NN
(Rohrglanzgras-Ausbildungsform)
1.2
Alopecurus geniculatus-Agrostis stolonifera Subassoziation
(Knickfuchsschwanz-Flechtstraußgras Untergesellschaft)
1.2.1 Alopecurus geniculatus-Agrostis stolonifera-Facies
0,6-0,9 m ü. NN
(Knickfuchsschwanz-Flechtsraußgras-Ausbildungsform)
1.2.2 Phalaris arundinacea-Facies
0,5-0,8 m ü. NN
(Rohrglanzgras-Aisbildungsform)
Die Facies bringen Dominanzverhältnisse mit hohen Ertragsanteilen zum Ausdruck
(Ellenberg, 1952).
Es ist zweifellos richtig wie Konczak (1995) feststellte, dass das Alopecuretum pratensis
(Regel 25) eine sehr variable Vegetationseinheit darstellt, die als solche nicht immer
leicht abzugrenzen ist. Sie lässt mannigfaltige Übergänge zu den Flutrasen aber auch zum
Phalaridetum erkennen (Pott, 1992). Die Ausprägung nach der einen oder anderen Richtung
wird wesentlich von den Überflutungs-, Relief- und Bodenbedingungen bestimmt (Runge,
1990).
Um die künftige Entwicklung der Vegetation des Nationalparks bei verlängerten
Flutungszeiten beurteilen zu können, sind genaue Kenntnisse des ökologischen Verhaltens der
bestimmenden Arten notwendig. Hierzu dienen populationsökologische Messprogramme, die
Merkmale spezieller Arten unter verschiedenen Feuchteabstufungen und Nutzungsgradienten
untersuchen. Welche Ausformung des Alopecuretum aus landwirtschaftlicher Sicht
anzustreben wäre (Zielkonzept), ist im landwirtschaftlichen Bewertungsrahmen (Schalitz,
2002) dargestellt.
Populationsökologisches Messprogramm an Alopecurus pratensis L. zur Abschätzung
der Reaktion auf verlängerte Überflutung
Man kann davon ausgehen, dass die Befindlichkeit einer Art im entsprechenden
Überflutungsbereich an morphologischen Merkmalen erkennbar wird (Begon, Harper und
Townsend, 1998). Mit zunehmender Ungunst der Standortbedingungen und Veränderung der
Konkurrenzfähigkeit (Nachlassen der Fitness) verändern sich morphologische Merkmale. Das
geschieht, ehe die Pflanze an einem gegebenen Standort gänzlich abtritt (Abb. 1). Es kann die
Halmlänge zurückgehen, die Anzahl der Blätter absinken, die Ausformung der Blattspreite
reduziert werden u.v.a. mehr. Besonders gravierend sind Veränderungen generativer
Parameter, weil davon entscheidend das Überleben der Art abhängt. Veränderungen
morphologischer Merkmale sind nur komplex zu deuten, weil unterschiedliche
Kompensationen (Trade offs) möglich sind, z.B. Reduktion im Blattsystem – Erhöhung der
unterirdischen Wurzelmasse, Reduzierung des Speicherapparates – erhöhte Produktion
generativer Biomasse, Verschiebung im Blatt-Stengel-Verhältnis etc. Alopecurus pratensis
(Wiesenfuchsschwanz) ist Hauptbestandsbildner auf den höher gelegenen Arealen, die
weiterhin in extensiver landwirtschaftlicher Nutzung verbleiben und bestimmt hier wesentlich
Ertrag und Futterqualität. Mit dem Übergang zu einem naturnäheren Flutungsregime in der
Oderniederung ergeben sich Konsequenzen für die Bestandesentwicklung, die anhand
populationsökologischer Parameter bewertet werden sollen.
Für die Untersuchungen wurden sechs verschiedene Standorte mit Abstufungen in der
Feuchteversorgung (Höhenlage/Überflutungsdauer) und Nutzungsgeschichte ausgewählt.
Standort und Höhenlage der Untersuchungsflächen
1. Durchstich, Versuchsfläche
(ehemals stark gedüngte Mähweide)
mNN
0,9
2. Sandseewiese, heutige Dauerbeobachtungsfläche
(rel. trockene, stark gedüngte Mähweidefläche,
früher z.T. umgebrochen)
1,1
3. Eichseewiese
(rel. stark gedüngte Mähweide)
0,6
4. Sandrehne, Berkholzer Melkstand
(rel. trockene, stark gedüngte Intensivweide,
früher z.T. umgebrochen)
0,8
5. Leguminosenstandort, nahe Brücke
(ehemals individuelle Mähfläche nahe
Damnitzwiesen)
0,8
6. Wiese nahe Criewener Brücke
(rechts vom Weg, der in den Polder führt,
sog. Pfarrwiesen – Weide, früher z.T. Gülledüngung)
1,0
Es ergaben sich folgende Fragestellungen:
1. Wie ist die Populationsentwicklung von Alopecurus pratensis in verschiedenen
Höhenbereichen bzw. verschiedenen Andauerzeiten der Überflutung einzuschätzen?
2. Welche Veränderungen in der Zusammensetzung der Pflanzenbestände sind zu
erwarten wenn sich die Überflutungszeit verlängert?
3. Welchen Umweltfaktoren kommt eine maßgebende Rolle bei der
Populationsentwicklung zu?
4. Welche Maßnahmen sind sinnvoll (Bewirtschaftung, Wasserregime, Aushagerung
usw.), um die gewünschten Bestände zu erhalten?
Daraus ergaben sich folgende Aufgaben:





Erhebung auf der Bandbreite des natürlichen Alopecuretum pratensis mit Abstufungen
hinsichtlich Höhenlage/Überflutungsdauer, Grundwasserstand, Nährstoffversorgung,
Bodenprofil (bodenphysikalische Eigenschaften)
Erfassung von Nutzungsdifferenzierungen auf Groß- bzw. Praxisflächen nach
unterschiedlicher Intensität (Weide, Mähweide, Mähnutzung)
Bewertung von Großflächen differenzierter Vergesellschaftung von Alopecurus pratensis
(z.B. Bestandespartner Phalaris arundinacea, Alopecurus geniculatus, Agrostis
stolonifera, Agropyron repens)
Vergleich unterschiedlicher Jahrsverläufe der Überschwemmungen und Fixierung ihrer
Auswirkungen auf die Alopecurus-Population sowie die Bestandeszusammensetzung
insgesamt
Ableitung verallgemeinerbarer Schlussfolgerungen hinsichtlich Bestandes-, Ertrags- und
Qualitätsveränderungen bei verlängerten Überflutungszeiten
Messwerterfassung und Ergebnisse
A
Einzelpflanzenbezogene Parameter
Folgende Parameter waren zum Zeitpunkt der Samenreife an jeweils n=20
fruchtenden Halmen zu bestimmen (Großflächen, Versuchsparzellen):








B
Höhe des Fruchtstandes (maximal)
Ährenlänge
Anzahl der Blätter am Halm
Länge des längsten Blattes (cm)
Länge des obersten Blattes (cm)
Samenzahl pro Fruchtstand
Samengewicht pro Fruchtstand (g)
Tausendkornmasse (TKM) der Samen (g)
Flächenbezogene Parameter
Je Versuchsfläche wurden 5 Quadrate a 1 m² ausgewiesen bzw. die angelegten
Parzellen ausgewertet.



Anzahl fertiler Triebe
Flächenbezogene Saatgutproduktion (g)
Keimfähigkeit der Samen (%)


Erfassung des Bodensamenpotentials (Prüfung in Keimschalen im Gewächshaus)
Frisch- und Trockengewicht der Erntemasse (Frischgewichte einzeln ausgewogen,
Trockengewicht über Mischprobe von 1 kg GM)
Die Quadrate wurden auf jedem Standort im Frühjahr nach Repräsentanz neu festgelegt und
über das Jahr beibehalten.
Die Messwerterfassung geschah jeweils vor der betrieblichen Ernte. Die Alopecurus
pratensis-Bestände wurden an jedem Standort vor der Nutzung nach der modifizierten BraunBlanquet-Skala bonitiert und zusätzlich noch visuell bewertet.
Die Ergebnisse der einzelnen Jahre sind nachfolgend dargestellt. Danach gab es grundsätzlich
signifikante Unterschiede zwischen den Standorten, die gesicherte Interpretationen zulassen.
Zu den Grundwasserständen ist grundsätzlich zu sagen, das sie nach dem Abzug des
Überflutungswassers relativ rasch absinken.
Ursache ist die schnelle biologische
Entwässerung und Verdunstung bei den in dieser Zeit meist stark ansteigenden Temperaturen.
Jahresweise durchgeführte Pegelmessungen an den Untersuchungsstandorten zeigen, dass die
Grundwasserstände meist parabelförmig bis zum Spätsommer hin abfallen. Einzelne Zacken
sind extremen Niederschlagsereignissen geschuldet, sie verändern die Ganglinie aber nicht
grundsätzlich (Abb. 2 bis 6).
Abhängigkeiten der Grundwasserstandsverläufe von der Wasserführung der Oder,
Hohensaaten-Friedrichsthaler Wasserstraße und vom internen Vorflutersystem sind nur
bedingt gegeben. Sind wasserdurchlässige Schichten im Untergrund vorhanden (Sand, Moor),
drückt Wasser von unten in die Tondeckschichten hinein und der Grundwasserstand kann
angehoben werden. Wo solche Schichtungen vorkommen (Sandlinsen etc.) hat man früher
versucht, lokale Staue in den höhergelegenen Polderbereichen wirksam zu machen.
Ansonsten sind die mächtigen Tondeckschichten der höheren Lagen des Alopecuretum
weitgehend wasserundurchlässig, was die drastischen Auswirkungen der Sommertrockenheit
verursacht. Es kommt vor, dass bei hohen Grabenwasserständen in der Fläche aber
ausgesprochene
Trockenheit
herrscht.
Durch
Evapotranspiration
sinken
die
Grundwasserstände nahezu kontinuierlich ab und werden erst durch Flutungsereignisse
wieder aufgefüllt. Das Aufkommen von Rohrglanzgras im Alopecuretum scheint vor allem
dort begünstigt, wo wasserzügige Schichten im Untergrund existieren. Während die
tiefergelegenen Flächen (z.B. Lange Rehne, Abb. 2) von wasserführenden Schichten
flächenhaft unterzogen sind, haben wir im höheren Bereich (> 0,7 m NN) meist mächtige
Tondeckschichten bis 4 m Stärke. Die für das Alopecuretum typische
Dauerbeobachtungsfläche Sandseewiese weist die folgende Bodentextur auf:
Tabelle 5: Bodentextur der Dauerbeobachtungsfläche Sandseewiese
Körnung in %
Mittelsand Feinsand Grobschluff Mittelschluff Feinschluff Ton
Grobsand
630-2000 m 200-630 m 63-200 m 20-63 m
Tiefe
0-20 cm
2,2
3,9
12,5
11,3
20-40 cm
5,0
6,4
19,0
12,2
6,3-20 m
2-6,3 m
12,1
10,6
11,6
8,4
< 2 m
46,3
38,4
Durch Sedimentation bedingt liegt der Anteil Feinerde im Oberboden deutlich höher, was mit
höheren Nährstoffgehalten verbunden ist . Die Nährstoffversorgung der Versuchsflächen
muss als charakteristisch für tonige Schlickböden angesehen werden. Die Nährstoffreserven
sind im Grunde genommen riesig, wenn man den Königswasseraufschluss betrachtet. Nur
hängt die Verfügbarkeit vom Quellungszustand des Bodens und vom Red-Ox-Potential ab, so
dass im Sommer durchaus Durststrecken in der Nährstoffaufnahme auftreten können. Durch
häufige kurzzeitige Überstauung könnte praktisch die Nährstoffverfügbarkeit insbesondere
von P und K verbessert werden (Schalitz, Drescher und Pagel, 1987). Die Löslichmachung
von Schwermetallen, die seit Beginn der Industrialisierung in die Polder gelangt sind, ist
dagegen eher negativ zu bewerten Tab. 6).
Da die Grasnarbe im wesentlichen nur den Oberboden durchwurzelt, geht im Verlaufe des
Sommers meist der Anschluss an den Grundwassersaum verloren. Bei verlängerten
Überflutungszeiten wird dies mit leichter Verzögerung um ca. 1 Woche später geschehen. Die
Pegelverlaufskurven gleichen sich aber im Sommer an, da die Pflanzenbestände bei
reichlichem Wasserangebot dann auch mehr verbrauchen.
Tab. 6: Stoffgehalte auf den Untersuchungsflächen des populationsökologischen Messprogramms (Frühjahr 1995)
Tiefe
Standort
Durchstich
Sandrehne
Dammnitzwiesen
Eichseewiesen
Sandseewiesen
Pfarrwiesen
cm
00-20
20-40
00-20
20-40
00-20
20-40
00-20
20-40
00-20
20-40
00-20
20-40
Nt %
0,48
0,15
0,32
0,25
0,35
0,18
0,34
0,15
0,32
0,21
0,21
0,10
Ct %
6,53
1,87
3,76
2,62
3,94
1,99
3,82
1,82
3,58
2,24
2,52
1,29
Pflanzenverfügbar
mg/100 g Boden
P
K
Mg
23,50
10,62
21,41
6,73
7,96
17,83
13,80
11,31
30,04
15,24
12,64
34,98
9,37
12,86
24,33
6,71
11,58
24,27
9,78
11,85
21,99
6,60
8,51
16,58
13,33
13,51
30,95
9,29
10,63
29,64
13,83
12,88
17,73
7,59
9,77
14,69
pH
5,7
5,6
6,0
6,3
5,7
5,7
6,0
6,5
6,0
6,0
6,3
6,3
P
276
100
185
175
147
113
120
80
168
161
122
88
Königswasseraufschluss
mg/100 g Boden
K
Mg
Ca
318,5
296,2
132,8
209,0
222,7
83,0
388,6
423,7
180,7
423,0
454,6
128,2
385,2
413,6
190,2
447,0
447,1
88,0
271,9
310,9
195,6
249,7
284,1
126,1
417,3
441,3
187,1
416,7
428,0
105,0
258,9
281,3
123,4
238,0
254,9
60,4
ppm
Cu
87,6
32,9
43,0
31,4
35,0
37,4
34,3
22,9
33,9
29,7
20,6
16,7
Mn
1786,0
776,0
803,0
782,8
1066,5
1009,3
1144,7
876,9
1288,3
1067,5
1114,0
974,1
Zn
537,0
169,2
222,7
145,6
233,7
152,1
201,5
104,5
236,5
172,8
126,1
108,5
Cd
1,967
0,569
0,671
0,389
0,566
0,307
0,587
0,247
0,704
0,319
0,293
0,261
Pb
127,70
39,35
67,51
25,52
49,13
30,75
34,27
23,52
46,23
33,84
21,46
11,92
Die Undurchlässigkeit des Bodens bewirkt, dass auch in höhergelegenen, oft ganz
unscheinbaren Senken oder Mulden das Wasser länger stehen bleibt, was Arten wie
Alopecurus geniculatus und Agrostis stolonifera begünstigt. Diese Arten durchsetzen das
gesamte Alopecuretum und reagieren in ihren Anteilen relativ kurzfristig auf Veränderungen
im Überflutungsregime.
Im Untersuchungszeitraum gab es für die Polder A/B folgende Überflutungsdaten:
Jahr
1995
Winterüberflutung 20.12.-ca. 20.05.
(von ... bis)
Sommerüberflutung
ohne
(von ... bis)
1996
20.12.-15.04.
1997
20.12.-30.04.
1998
20.12.-15.04.
29.05.-12.06.
15.07.-02.09.
(Jahrhundertflut)
ohne
Diese Daten sind aus der Sicht der Bewirtschaftbarkeit/Befahrbarkeit von den Nutzern so
bewertet worden.
Bei allen Untersuchungsflächen handelt es sich um Grünland, das in früheren Jahren (vor
1970) durch ein reichhaltiges Vorkommen von Alopecurus pratensis gekennzeichnet war.
Vergesellschaftet waren die Bestände häufig mit Wiesenrispe und Gemeiner Rispe, Beinwell ,
Wickenarten, Sumpfplatterbse, Sumpfschafgarbe, Wiesenalant und Weißklee (Schalitz, 2002
Bewertungsrahmen).
Durch Intensivierung der Futterproduktion, insbesondere überhöhter N-Düngung sind die
Bestände teilweise stark geschädigt bis völlig zum Queckenrasen umgeformt worden.
Die Renaturierung bzw. Extensivierung setzte 1990 ein. Bestandesaufnahmen nach BraunBlanquet zu Beginn des populationsökologischen Messprogramms hat Kunstmann (1995)
gemacht (Tab. 7). Die starke Verqueckung im Sommer zeigt Tab. 8.
Neben den standörtlichen Unterschieden in erster Linie differenzierter Höhenlage und somit
Überflutungsdauer wird auch die unterschiedliche Nutzungsgeschichte sichtbar.
Wenn wir die vier Untersuchungsjahre betrachten, so wird weiterhin ersichtlich, dass wir es
bereits mit sehr unterschiedlichen Überflutungszeiten bzw. –ereignissen zu tun hatten. Es sind
verlängerte Überflutungszeiten bereits aufgetreten und extreme Ereignisse von Überflutungen
im Sommer fanden statt Abb. 7, 8). Die festgehaltene Realität geht über bisher vorliegende
Modelle eindeutig hinaus, wenn man die differenzierten Versuchsstandorte näher analysiert.
Insbesondere zu den Veränderungen der Pflanzenbestände wurden interessante Ergebnisse
erhalten. Diese sollen im Einzelnen über die Ergebnisse des populationsökologischen
Messprogramms am Hauptbestandsbildner Alopecurus pratensis (Wiesenfuchsschwanz)
dargestellt werden. Die Datenerfassung geschah jeweils unmittelbar vor den betrieblichen
Nutzungen, so dass die Ergebnisse den Praxisbelangen entsprechen.
Tabelle 7: Artmächtigkeit und Soziabilität (Kunstmann, Erfassung 06/1995)
Fläche
Art/Aufnahme-Nr.
1
Achillea salicifolia
Agropyron repens
Agrostis stolonifera
Alopecurus geniculatus
Alopecurus pratensis
Atriplex hastata
Barbarea sticta
Bidens tripartita
Capsella bursa-pastoris
Carex gracilis
Carex spec.
Cursium arvense
Daucus carota
Galium palustre
Glechoma hederacea
Leontodon autumnalis
Matricaria maritima
Phalaris arundinacea
Plantago major
Poa palustris
Poa pratensis
Poa trivialis
Polygonum spec.
Potentilla reptans
Ranunculus repens
Rorippa amphibia
Rorippa palustris
Rumex crispus
Symphytum officinalis
Taraxacum officinale
Trifolium repens
Vicia cracca
2b.3
4.4
2m.1
-
Sandsee (07.06.1995)
2
3
4
5.5
+.1
1.2
2b.2
r.1
5.5
+.1
2a.2
-
5.5
+.1
2m.2
-
o. = 1. Krautschicht, oben
u. = 2. Krautschicht, unten
* = wegen intensiver Beweidung im ersten Aufwuchs nicht erfasst (Standort 6)
Sandrehne (07.06.1995)
3
4
5
1
2
5.5
1.1
1.2
1.2
+.2
+.1
4.4 u./2a.2 o.
1.2
-
2b.2
3.4
2a.1 o.
+.2 o.
+.1
5.5 o.
2a.1
2a.2
2a.2
r.1 o.
-
2a.3 o./3.3 u.
5.5 o.
+.2
2a.2 o./3.3 u.
-
1.2
2b.3 u.
1.1
5.5
1.1
1.2 o./2a.2 u.
-
2b.3
5.5
1.1
+.1
+.2
-
5
4.4 u.
4.4
1.2
2a.2
2a.1
2a.3 u.
r.1
r.1
1.1
Criewen*
1
Tabelle 7: Artmächtigkeit und Soziabilität (Kunstmann, Erfassung 06/1995)
Fläche
Art/Aufnahme-Nr.
Achillea salicifolia
Agropyron repens
Agrostis stolonifera
Alopecurus geniculatus
Alopecurus pratensis
Atriplex hastata
Barbarea sticta
Bidens tripartite
Capsella bursa-pastoris
Carex gracilis
Carex spec.
Cursium arvense
Daucus carota
Galium palustre
Glechoma hederacea
Leontodon autumnalis
Matricaria marittima
Phalaris arundincea
Plantago major
Poa palustris
Poa pratensis
Poa trivialis
Polygonum spec.
Potentilla reptans
Ranunculus repens
Rorippa amphibia
Rorippa palustris
Rumex crispus
Symphytum officinalis
Taraxacum officinale
Trifolium repens
Vicia cracca
o. = 1. Krautschicht, oben
u. = 2. Krautschicht, unten
Zickleinwiese (07.06.1995), Standort 5
1
2
3
4
5
3.3
2a.3
2a.3
+.1
2m.3
1.1
2a.1
2a.1
2b.1
1.3
1.3
2a.1
1.1.
5.3
2m.3
1.3
1.3
1.1
1.1
+.3
+.3
2m.1
1.1
4.3
2m.3
2a.3
+
1.1
2a.1
2m.3
+.1
2m.1
2a.1
2b.3
2a.3
1.1
1.1
2b.1
2m.3
2b.1
+.3
3.1
2a.3
2a.3
2a.3
r.1
+
1.2
1.1
1.1
1.1
2m.3
2b.1
3.1
1
2
3.3
3.1
+.1
2b.2
+.1
2a.1
2a.1
5.5 unten
-
+.1
3.3
3.1
3.3
1.1
2a.2
+.1
+.1
-
Eichsee (07.06.1995)
3
4
3.3
3.3
+.1
2a.1
2m.1
2m.1
3.3 unten
+.1
-
3.3
2b.1
+.1
2m.1
+.1
1.2
2m.1
2m.1
2m.1
2m.1
2m.1
2m.1
-
5
3.3
2b.1
+.1
3.3
1.2
2b.1
2b.1
4.4 unten
2a.1
1.1
Tabelle 7: Artmächtigkeit und Soziabilität (Kunstmann, Erfassung 06/1995)
Fläche
Art/Aufnahme-Nr.
1.1
1.2
1.3
1.4
Am Durchstich (06.06.1995)
2.1
2.2
2.3
2.4
3.1
3.2
3.3
3.4
Achillea salicifolia
Agropyron repens
Agrostis stolonifera
Alopecurus geniculatus
Alopecurus pratensis
Atriplex hastata
Barbarea sticta
Bidens tripartite
Capsella bursa-pastoris
Carex gracilis
Carex spec.
Cursium arvense
Daucus carota
Galium palustre
Glechoma hederacea
Leontodon autumnalis
Matricaria marittima
Phalaris arundincea
Plantago major
Poa palustris
Poa pratensis
Poa trivialis
Polygonum spec.
Potentilla reptans
Ranunculus repens
Rorippa amphibia
Rorippa palustris
Rumex crispus
Symphytum officinalis
Taraxacum officinale
Trifolium repens
Vicia cracca
5.5
3.1
+.1
r.1
2m.1
+.1
+.1
-
5.5
2b.1
-
4.5
2b.1
r.1
2b.1
+.1
r.1
-
4.5
4.3
2b.1
r.1
-
5.5
2b.1
r.1
2m.1
+.1
r.1
-
3.4
3.1
r.1
r.1
r.1
2b.2
+.1
-
3.4
3.1
r.1
2b.2
r.1
-
3.4
2a.1
r.1
2a.2
2m.1
r.1
-
3.4
4.3
+.1
r.1
+.1
r.1
1.1
r.1
-
o. = 1. Krautschicht, oben
u. = 2. Krautschicht, unten
4.5
3.1
r.1
r.1
r.1
-
4.5
2b.1
2b.2
1.1
-
4.5
3.3
+.1
-
Tabelle 8: Pflanzenbestand auf den Untersuchungsflächen des populationsökologischen Messprogramms (07.09.1995,  5 n)
Achillea ptarmica
Agropyron repens
Agrostis stolonifera
Alopecurus geniculatus
Alopecurus pratensis
Daucus carota
Glechoma hederacea
Leontodon autumnalis
Phalaris arundinacea
Plantago major
Poa pratensis
Poa trivialis
Polygonum amphibium
Potentilla reptans
Ranunculus repens
Rorippa amphibia
Rumex crispus
Symphytum officinale
Taraxacum officinale
Trifolium repens
Vicia cracca
Durchstich Sandseewiesen Eichseewiesen Sandrehne
r
1
+
4
4
3
2a
r
+
r
+
+
2m
1
2m
2m
r
r
1
r
r
r
1
1
1
2m
1
2m
1
+
+
+
2m
r
+
r
r
+
2b
3
2m
+
2a
+
+
r
r
r
+
1
1
1
r
r
r
+
r
+
Damnitzwiesen
3
2m
+
+
2m
1
1
r
r
2a
r
1
2m
Pfarrwiese
2a
+
+
2m
1
1
1
+
+
+
r
1
+
+
r
-
1995
nach dem es im Winter 1993/94 bis 24.05. schon ein extrem langes Winterhochwasser
gegeben hat, fiel die Winterüberflutung 1994/95 bis ca. Mitte Mai relativ lang aus. Arten der
Flutrasen und Phalaris arundinacea waren dadurch zumindest im Frühjahr begünstigt.
Standort 1
Durchstich
(früher typisches Alopecuretum, 1995 stark verqueckt, inselartiges Vorkommen von
Rohrglanzgras)
Die wesentlich an die Versuchsflächen angrenzende Wiesenfläche wurde am 28.06. und am
01.10. zur Heu- bzw. Konservatfuttergewinnung genutzt. Die große Weidefläche um die
Versuchsfläche herum wurde 6x beweidet. Hier konnte sich kein blütenstandsbildender
Aufwuchs entwickeln.
Standort 2
Sandseewiese
(ehemals hochgedüngte Mähweide)
Hier erfolgte der erste Schnitt am 03.07. zur Anwelksilagegewinnung. Eine zweite Nutzung
erfolgte am 14.10. als Weide.
Standort 3
Eichseewiese
(häufige Umbrüche und misslungene Neuansaaten in der Vergangenheit)
Schnitt zur Anwelksilagegewinnung am 07.06. Die tiefer gelegenen Rohrglanzgrasflächen
(angesät) waren zu diesem Zeitpunkt noch überflutet. Am 20.10. erfolgte die zweite Nutzung
durch Rinderweide auf der gesamten Fläche.
Standort 4
Sandrehne
(eutrophe Intensivweide, hohe Weidefrequenz)
Der erste Wiesenschnitt zur Anwelksilagegewinnung erfolgte am 07.06., vom 20.07. bis
25.07. wurde von dieser Fläche Grünfutter gemäht. Eine weitere Nutzung erfolgte ab 14.10.
durch den Auftrieb von Jungrindern.
Standort 5
Damnitzwiesen
(typische zweischnittige Wiesenfuchsschwanzwiese mit traditioneller bäuerlicher
Heuwerbung)
Der erste Wiesenschnitt erfolgte hier am 02.07., ein zweiter und letzter Schnitt war am 22.09.
Standort 6 Fläche rechts der Criewener Betonbrücke
(Mähweide, früher häufig begüllt)
Der erste Viehauftrieb erfolgte am 06.05., lange bevor die Fruchtstände des
Wiesenfuchsschwanzes sichtbar waren. Eine Frühjahrsbonitur bzw. Beprobung war aus
diesem Grunde nicht möglich. Der zweite erfolgte am07.06., der dritte am 12.07., der vierte
am 03.09. und der fünfte am 20.10. Bei dieser intensiven Nutzungsweise war eine generative
Entwicklung des Wiesenfuchsschwanzes unmöglich.
Die Ergebnisse des Jahres 1995 zeigten folgendes:


Die extrem lange Frühjahrsüberflutung 1994/95 wirkte sich deutlich aus. Der langsame
Ablauf des Wassers partiell bis Anfang Juni hat tiefgelegene Standorte benachteiligt.
Empfindlichkeit des Wiesenfuchsschwanzes gegenüber extrem langer Winterüberflutung
war klar nachweisbar.
- Standort Eichsee am tiefsten gelegen,
Höhe der Fruchtstände am geringsten,
geringste Anzahl der Blätter,
geringste Ährenlänge,
Blattlänge (oberstes, längstes) reduziert
- Standort Sandseewiese rel. hoch gelegen, höchste Pflanzenlänge!
Nutzungsunterschiede (2 und 3 Schnitte/Durchstich) zeigten Wirkung
- 2 Schnitte
höhere Gesamtlänge der Pflanze,
größere Blattlänge,
höhere Samenzahl/Fruchtstand
- 3 Schnitte
höhere Blattzahl pro Pflanze (dichter Wuchs)

Beziehung morphologischer Merkmale: Nährstoffgehalte des Bodens sind nicht gefunden
worden

Ständiger Weidegang verhindert die Saatgutproduktion und damit den partiellen
Samenausfall des Wiesenfuchsschwanzes. Die Quecke wird begünstigt.

In den bis 1995 laufenden Versuchen zur Nachsaat in Wiesenfuchsschwanzbestände wird
deutlich, dass Narbenlücken nach der Winterüberflutung das Auskeimen von
Wiesenfuchsschwanzsamen begünstigen (Var. 1-4).

Beziehungen der morphologischen Parameter zum Grundwasserstand waren nicht
erkennbar. Die typischen Grundwasserstandsganglinien für das gesamte Gebiet des
Alopecuretum, waren durch jahresweise unterschiedlichen Beginn eines fortwährenden
Abfalls bis September/Oktober gekennzeichnet. Grundwasserstandsschwankungen blieben
aufgrund der Undurchlässigkeit des Bodens gering. Eine Auffüllung des Bodens mit
Wasser setzte jeweils erst durch die folgende Winterüberflutung ein.
1996
gab es eine normale Winterüberflutung bis ca. 15.04.1996 und eine frühe Sommerüberflutung
vom 29.05. bis 12.06.1996 + 14 Tage Ablauf.

Der Typ der klassischen Fuchsschwanzgesellschaft (Damnitzwiese) schnitt bei einer
großen Anzahl von Parametern günstig ab, insbesondere
Höhere Anzahl fertiler Triebe
Höchste Ährenlänge
(offensichtlich Nachwirkung bäuerlicher Bewirtschaftungsweise + geringer
Düngung, partieller Samenausfall bei 2x Mahd für Heu)

Beweidungseinfluss (rel. starke Beweidung) machte sich auf der Pfarrwiese nahe
Criewener Betonbrücke bemerkbar
Länge des obersten Blattes am geringsten
Länge des längsten Blattes am geringsten
Höhe des Fruchtstandes und Ährenlänge gering
Gesamtlänge der Pflanzen am geringsten

Beziehungen morphologischer Merkmale:
Nährstoffgehalte des Bodens konnten nicht gefunden werden.

Beziehungen zur Höhenlage waren bei der normalen Überflutungsdauer nicht erkennbar
(1. Aufwuchs). Die Bestände blieben bei ihrer charakteristischen Zusammensetzung.
1997
verlief die Winterüberflutung bis ca. Ende April, es gab eine extreme Sommerüberflutung
vom 15.07. bis 02.09.1997 (Jahrhundertflut).

Der relativ sandige Standort Durchstich fällt in wesentlichen Parametern ab, wofür
folgende Ursachen in Betracht kommen:
Umstellung auf Weidewirtschaft ab 1996
Starke Queckenkonkurrenz (sommerlicher 2. Aufwuchs 1996) bei extremer
Trockenheit konnte nicht zurückgedrängt werden.

Die Ährenlänge stand in keinem Verhältnis zur TKM. Die Ursachen müssen als unklar
angesehen werden. Möglicherweise gibt es Auswirkungen vorangegangener
Beeinträchtigungen durch Flutungsverlängerungen, die die Pflanzen gestresst haben.

Beziehungen zu Nährstoffgehalten des Bodens waren nicht feststellbar. Nach den
Totalgehalten des Bodens (Königswasseraufschluss) sind alle Standorte gleichermaßen
sehr hoch mit Nährstoffen versorgt. Die Egner-Riehm Gehalte pflanzenverfügbarer
Nährstoffe spiegeln auf Tonböden die zeitliche Dynamik des Nährstoffangebots nur
unzureichend wider, so dass das gefundene Ergebnis nicht verwunderlich ist.

Die Auswirkungen der extremen Sommerüberflutung 1997 wurden erst im Herbst 1997
und vor allem im Frühjahr 1998 sichtbar. Die Ergebnisse beziehen sich jeweils auf den 1.
Aufwuchs eines Versuchsjahres, weil da alle morphologischen Merkmale von Alopecurus
pratensis gut erkennbar sind.
Die Auswirkungen der extremen Sommerüberflutung 1997 sind in Karte 1 dargestellt. Sie gibt
einen Zwischenstatus der Pflanzenbestände wider, der sich aufgrund der Angepasstheit der
Pflanzenbestände schnell wieder verändert hat.
1998
waren die Auswirkungen der charakteristischen Sommerüberflutung von 1997 überall
sichtbar. Die meisten Arten waren nach der kurz darauf folgenden Winterüberflutung 1997/98
völlig abgestorben. Als ungeschwächter Neubesiedler ging Polygonum amphibium (LandWasser-Knöterich) aus der Überflutungsfolge hervor. Er überzog netzartig fast das gesamte
Gebiet ab April 1998. In der Folgezeit zeigte Alopecurus pratensis aber ein erstaunlich gutes
Regenerationsvermögen. Der Hauptkonkurrent am Standort Agropyron repens war offenbar
deutlich stärker geschädigt zumal die Stickstoffdüngung seit 1990 kaum noch stattgefunden
hat. Dafür kamen Arten wie Alopecurus geniculatus und Agrostis stolonifera stärker auf, was
zu Ertragsminderungen führte. Bei den morphologischen Merkmalen des
Wiesenfuchsschwanzes war im Vergleich zu Normaljahren nachweisbar:
Höhe des Fruchtstandes
Ährenlänge
Gesamtlänge der Pflanze
Länge der Blätter
(oberstes Blatt, längstes Blatt)
Anzahl fertiler Triebe, Anzahl der
Fruchtstände/m²
Samenzahl pro Fruchtstand
TKM
Samengewicht pro Fruchtstand
wenig reduziert
nahezu unverändert
vermindert
leicht vermindert
eher erhöht
unverändert
keine einheitliche Tendenz
unverändert
Es zeigte sich deutlich , dass die Regeneration des Wiesenfuchsschwanzes dort besonders
effektiv war, wo eine extensive Nutzung (Mahd, Mähweide) beibehalten blieb. Fällt diese
weg, wie im polnischen Teil des Nationalparks seit 1945, kann sich die Art nicht mehr
behaupten (Trzaskos und Czyz, 1998).
Einfluss der Hochwasserführung im polnischen Zwischenstromland auf das
Vorkommen von Alopecurus pratensis
Das polnische Zwischenstromland zwischen West- und Ostoder ist seit 1945 dem natürlichen
Flutungsregime der Oder überlassen worden. Einlassbauwerke und Entwässerungssysteme der
ehemaligen Polder waren durch den Krieg unbrauchbar geworden, so dass der aktuelle
Wasserstand der Oder fortan das Überstauungsregime bestimmte.
Eine generelle
landwirtschaftliche Nutzung gab es in diesem Gebiet nicht mehr, die Flächen waren quasi der
natürlichen Sukzession bzw. nur gelegentlicher Nutzung überlassen. Zur Kennzeichnung der
Pflanzenbestände wurden im Sommer 1996 zwei Transekte in Ost-West-Richtung bonitiert.
Transekt I
Transekt II
Höhe Marwice
Höhe Krajnik
4 Beprobungspunkte
8 Beprobungspunkte
Es sollte festgestellt werden, ob sich die einst unter landwirtschaftlicher Nutzung
bestimmenden Gräser und insbesondere der aus der Sicht der Futterqualität wertvolle
Wiesenfuchsschwanz Alopecurus pratensis) in den Beständen gehalten hat. Die
Untersuchungen erfolgten nach der Methode Braun-Blanquet.
Transekt I
Auf dem höher gelegenen Transektpunkt 1 kamen auch eine Reihe weniger
überschwemmungsfester Arten vor, z. T. auch Eutrophierungsanzeiger von stark humosen bis
anmoorigen und moorigen Boden (Urtica dioica, Cirsium arvense, Tanacetum vulgare,
Achillea millefolium, Rumex acetosa u.a.). Bestimmende Gräser an den einzelnen
Untersuchungspunkten waren:
Punkt 1 (größte Entfernung vom Ufer)
Bromus inermis
3
Arrhenatherum elatius
2m
Holcus lanatus
1
Bromus mollis
1
Alopecurus pratensis
+
Punkt 2
Agropyron repens
Poa pratensis
Phalaris arundinacea
Alopecurus pratensis
3
1
5
2a
Punkt 3
Calamagrostis stricta
Phalaris arundinacea
Carex gracilis
Punkt 4
Calamagrostis stricta
Phalaris arundinacea
Carex gracilis
5
2m
2b
4
2b
4
Alopecurus pratensis trat noch auf den beiden trockenen Beobachtungsflächen mit relativ
geringen Anteilen auf.
Transekt II
Kennzeichnend für diesen Transekt sind häufige wechselnde Wasserstände (Wechselfeuchte)
und meist nicht allzu lange Überflutungsintervalle. Die Böden tendieren zu anmoorig bis
moorig, z.T. verschlickt oder mit Schlickdeckschichten versehen. Es dominierten die
folgenden Gräser:
Punkt 1
Deschampsia caespitosa
Anthoxantum oderatum
Festuca rubra
Holcus lanatus
Poa trivialis
Alopecurus pratensis
Punkt 3
Deschampsia caespitosa
Festuca rubra
Poa pratensis
Agrostis alba
Punkt 5
Agrostis alba
Deschampsia caespitosa
Holcus lanatus
Carex gracilis
Punkt 7
Agrostis alba
Deschampsia caespitosa
Holcus lanatus
Carex gracilis
3
1
2b
1
1
+
3
4
2m
1
3
4
1
4
2a
3
1
4
Punkt 2
Deschampsia caespitosa
Festuca rubra
Holcus lanatus
Poa pratensis
2b
4
1
1
Punkt 4
Deschampsia caespitosa
Phalaris arundinacea
Acorus calamus
Carex distica
2m
1
4
+
Punkt 6
Agrostis alba
Deschampsia caespitosa
Festuca pratensis
Phalaris arundinacea
Phleum pratense
Carex gracilis
Punkt 8
Calamagrostis canescens
Glyceria maxima
Holcus lanatus
Phalaris arundinacea
Phragmites communis
Poa palustris
Carex vulpina
1
2b
3
2a
1
3
3
2b
1
2m
4
3
2b
Im zweiten Transekt trat Alopecurus pratensis nicht mehr auf. Moorige Böden sind für
Alopecurus suspect und offenbar ist auch die ausgesprochene Wechselfeuchtigkeit wenig
begünstigend. Tendenziell ähneln die Pflanzenbestände denen, die sich im Polder 10 seit der
politischen Wende gebildet haben.
Es sind in den Jahren 1992-1997 verschiedene Versuche zur Renaturierung des
Alopecuretums in den Überflutungspoldern durchgeführt worden (Schalitz und Behrendt,
1997). Sie hatten zum Ergebnis, dass es ziemlich mühselig ist, in eutrophen Böden der Polder
Aushagerungen zu bewerkstelligen und auf dieser Basis Alopecurus pratensis rasch zu
fördern. Weiterhin hatte es nur bescheidene Erfolge gebracht, Alopecurus pratensis
nachzusäen. Die extreme Sommertrockenheit verbunden mit stark abfallenden
Grundwasserständen machte diese Bemühungen meist wieder zunichte. Günstig erwies sich
eine zweimalige extensive Schnittnutzung. Sie führte aber nur dann auf Dauer zu den
gewünschten artenreichen Beständen (Schalitz, 2002) wenn diese Nutzungsform konsequent
durchgehalten wurde. Vielweide kann den Wiesenfuchsschwanz empfindlich schädigen und
die Quecke stark fördern, wie das populationsökologische Messprogramm zeigte.
Den nachhaltigsten Effekt brachte die extreme Jahrhundertflut 1997. Nach der zunächst
weitgehenden Zerstörung der ursprünglichen Vegetation (s. Karte Herbst 1997) entwickelten
die Arten ein recht unterschiedliches Regenerationsvermögen. Im 2. Aufwuchs 1998 wurden
die Auswirkungen der „Schocktherapie“ schon klar sichtbar, die charakteristische
Pflanzenbestände mit Orientierung auf eine längere Überflutungsdauer deutlich vorzeichnet
(Tab. 9).
Tabelle 9: Regenerierter Pflanzenbestand auf den Untersuchungsflächen 1998,
2. Aufwuchs
Aufnahme-Nr. (Standort)
Gesamtdeckungsgrad in %
Achillea ptarmica
Agropyron repens
Agrostis stolonifera
Alopecurus geniculatus
Alopecurus pratensis
Bidens tripartitus
Cardamine pratensis
Daucus carota
Leontodon autumnale
Menta acquatica
Myosotis palustris
Oenanthe acquatica
Phalaris arundinacea
Plantago major
Poa pratensis et trivialis
Polygonum amphibium
Potentilla reptans
Ranunculus repens
Rorippa amphibia
Rumex crispus
Taraxacum officinale
Trifolium repens
1
100
1
4
3
1
r
1
+
-
2
100
1
1
1
r
r
2a
4
+
r
-
3
100
+
2a
+
1
+
r
1
1
1
+
2m
+
1
+
r
-
Erweiterte Skale nach BRAUN-BLANQUET
r = selten (meist nur ein Exemplar)
+ = 2-5 Individuen, Deckung unter 5 %
1 = 6-50 Individuen, Deckung unter 5 %
2m = über 50 Individuen, Deckung unter 5 %
2a = Individuenzahl beliebig, Deckung 5-15 %
2b = Individuenzahl beliebig, Deckung 15-25 %
3 = Individuenzahl beliebig, Deckung 25-50 %
4 = Individuenzahl beliebig, Deckung 50-75 %
5 = Individuenzahl beliebig, Deckung 75-100 %
Standorte
1 Durchstich
2 Sandseewiesen
3 Eichseewiesen
4 Sandrehne
5 Leguminosenstandort (Damnitzwiesen)
6 Wiesen rechts von Criewener Betonbrücke (Pfarrwiese)
4
100
+
3
4
1
+
r
3
1
3
+
1
1
-
5
100
+
1
r
r
+
4
2m
3
r
1
1
-
6
100
+
3
1
1
+
r
r
2m
+
1
+
1
r
2m
+
Danach wurde die Quecke eindeutig mehr geschädigt als der Wiesenfuchsschwanz und sie
machte ihm quasi Platz. Eine Ausnahme bildete der Standort Durchstich, wo in letzter Zeit
nach Wegfall der Schnittversuche eine intensive Weidehaltung einsetzte. Auf allen übrigen
Standorten regenerierten sich die Fuchsschwanzwiesen zügig, wobei die feuchtholden
Bestandspartner größere Anteile als vor dem einnahmen (s. Karte 2).
Aus all diesen Detailergebnissen lässt sich abschätzen, wie sich die Pflanzenbestände des
Alopecuretum pratensis bei einer Verlängerung der Überflutungszeiten und all den
sporadischen Möglichkeiten gelegentlicher Sommerüberflutungen verhalten würden.
Bewertung der Ergebnisse und Schlussfolgerungen
Die Analyse einer Reihe von Versuchsjahren seit 1992 zeigt, dass verlängerte
Überflutungszeiten bzw. extreme Hochwasserereignisse in einigen Jahren trotz Pumpbetrieb
bereits eingetreten waren.
Die Auswirkungen auf Pflanzenbestände und Ertrag wurden dabei auf verschiedenen
Standorten exakt festgehalten. Davon ausgehend kann geschlussfolgert werden, welche
Auswirkungen sich bei einer verlängerten Überflutungsdauer im Mittel um 15 Tage und auf
Pflanzenbestandszusammensetzung und Ertrag ergeben.
Die Jahrhundertflut im Jahre 1997 hat diese Entwicklung bereits deutlich vorgezeichnet. Dazu
liegt ein einzigartiges Dokumentationsmaterial vor.
Im Feuchtbereich wird sich unter dem Einfluss länger stehenden Oberflächenwassers eine
Umschichtung der meisten Rohrglanzgrasflächen zu Seggenbeständen ergeben. Diese sind
landwirtschaftlich nicht mehr verwertbar, da der Futterwert zu gering ist und Einstreu
zusätzlich nicht benötigt wird.
Die Ernte solcher Flächen würde dem Landwirt zusätzliche Kosten verursachen, die über den
Vertragsnaturschutz o.ä. zu decken wären.
Eine Alternative könnte die Verwertung als Biobrennstoff oder anderweitig nachwachsende
Rohstoffe sein. Damit wäre eine Entlastung der Kosten für den Naturschutz möglich.
Vorstellbar ist eine Verwendung zur Papierherstellung, wie sie z.B. in China gang und gäbe
ist.
Das Mulchen und Liegenlassen des Gutes kommt aus Hochwasserschutzgründen nicht in
Betracht.
Die Bereitung von Kompost wird bei den erforderlichen Transporten über weite Wegstrecken
eindeutig zu teuer.
Die feuchte Fuchsschwanzwiese (mit Knickfuchsschwanz und Flechtstraußgras durchsetzt)
wird sich weitgehend zur Rohrglanzgrasgesellschaft umwandeln. Bisher war diese
Vegetationsform durch ein inselartiges Vorkommen von Rohrglanzgras gekennzeichnet.
Durch die Jahrhundertflut 1997 haben sich bereits diese Verschiebungen vollzogen, die in den
letzten Jahren aber in Rückbildung begriffen waren. Wird die Überflutungszeit verlängert, ist
mit Sicherheit mit nahezu geschlossenen Rohrglanzgrasbeständen auf den Flächen dieser
weiterhin nutzbaren Vegetationseinheit zu rechnen.
Die Flächen scheiden dann allerdings zumindest im 1. Aufwuchs für die Weidenutzung aus.
Nachweide im Sommer und Herbst ist möglich.
Die trockene bis frische Wiesenfuchsschwanzwiese wird sich zur feuchten Form umgestalten,
wie aus dem populationsökologischen Messprogramm unschwer zu erkennen ist. Diese
Untergesellschaft der Wiesenfuchsschwanzwiese wird weiterhin gut beweidbar sein.
Knickfuchsschwanz und Flechtstraußgras und andere Feuchtezeiger werden in die Flächen
einwandern. Die teilweise noch stärker vorkommende Quecke dürfte zurückgehen (s.
Tabellen Beginn und Ende des populationsökologischen Messprogramms). Für die
Brenndolde ergibt sich zumindest teilweise die Notwendigkeit der Umsiedlung auf trockenere
Standorte. Sie ist durch Vertragsnaturschutz gezielt zu schützen.
Die trockene Wiesenfuchsschwanzwiese wird es nur noch in Relikten in den höher gelegenen
Lagen geben. Es wären solche Flächen wie die Sandrehne, die Bauernwiesen und einige
weitere Flächen wo früher Ackerbau betrieben wurde. Die hochgelegenen
Fuchsschwanzwiesenformen sind an den verzweigten Herbstlöwenzahnpflanzen und an einem
größeren Kräuterreichtum leicht zu erkennen. Sie können als Flächen für die Erstbeweidung
dienen, da sie zuerst trittfest werden. Im Sommer lässt ihr Ertrag stark nach
Wenn wir die Ertragsverhältnisse betrachten, so wird ersichtlich, dass die verlängerte
Überflutungszeit im Mittel die Erträge der einzelnen Pflanzengesellschaften nicht signifikant
verändern wird. Die ermittelten Richtwerte des Bewertungsrahmens (2002) können weiter
gültig bleiben, da über das Jahr mit einem kompensatorischen Wachstum zu rechnen ist und
auch die Grundwasserstände zeitlich versetzt abfallen.
Die Flächenanteile der einzelnen Pflanzengesellschaften verschieben sich allerdings, was
Einfluss auf den nutzbaren Gesamtertrag und dessen Futterqualität nimmt. Benachteiligt sind
vor allem die Nutzer, deren wertvolle Rohrglanzgrasbestände im Feuchtbereich zu
Seggenflächen werden, bzw. schon geworden sind und nicht mehr landwirtschaftlich genutzt
werden können. Hier sind echt hohe Ertragsausfälle zu verzeichnen. Die Umwandlung der
feuchten Fuchsschwanzgesellschaft zu Rohrglanzgraswiesen bringt ertraglich leichte Vorteile
bei etwas verminderter Futterqualität (s. Bewertungsrahmen). Hier wirtschaftende Betriebe
müssen mit einem höheren Mähflächenanteil und geringeren Weidemöglichkeiten rechnen.
Im wesentlichen ohne gravierende Auswirkungen für die Landwirtschaft dürfte die
Umwandlung der trockenen Fuchsschwanzgesellschaft in die feuchtere Untergesellschaft sein.
Der Ertrag steigt in der Tendenz etwas an, die Qualität folgt einem sehr verhaltenen negativen
Trend in Abhängigkeit vom Ausgangsbestand. So können stark verqueckte Bestände sogar
qualitativ besser werden, wenn sich die Standorte feuchter gestalten.
Für die Landwirtschaftsbetriebe sind zwei Fakten entscheidend, die betriebsspezifisch
bewertet werden müssen:
A) Wie verändert sich auf den Betriebsflächen die Anteile der einzelnen
Pflanzengesellschaften und damit das Gesamtfutteraufkommen einschließlich
Qualität?
B) Wie ist mit einem um ca. 15 Tage späteren Beweiden und Befahren der Flächen
umzugehen?
Welche Konsequenzen ergeben sich?
Zu A Entsprechend der Prognosekarte (Karte 4) sind die Pflanzengesellschaften den
Betriebsflächen neu zuzuordnen. Aus dem Bewertungsrahmen (2002) ergibt sich das zu
bilanzierende Gesamtfutteraufkommen zuzüglich Futterqualität. Vorausgesetzt sind
Nutzungszeitspannen gemäß der guten fachlichen Praxis. Der Iststand ist aus Karte 3 zu
entnehmen. Die zur Verfügung stehende Weidefläche ist neu zu bilanzieren und mit dem
Iststand zu vergleichen. In einigen Fällen kann es zu Verminderungen im Weideanteil bei
einem allerdings erhöhtem Mähflächenanteil kommen.
Flächentausche sind vor allem dort angebracht, wo Betrieben beträchtliche Flächenanteile in
den Feuchtbereichen quasi verloren gehen. Das Leistungsvermögen guter
Rohrglanzgrasbestände ist bekannt und aus dem Bewertungsrahmen entsprechend der
Nutzungsweise (intensiv, extensiv) zu entnehmen.
Weitere Auwaldetablierungen in landwirtschaftlich nutzbaren Arealen werden nicht
empfohlen. Einmal gestaltet sich die Etablierung wie bisherige Erfahrungen zeigten als
risikoreich und teuer. Zum anderen ist der ungehinderte Abfluss von Flutwasser bei geringer
hydraulischer Rauhheit von Vorteil. Am zweckmäßigsten scheinen Strukturen von lockeren
durchlässigen Gehölzbeständen (Weiden), die als Schattenspender für das Vieh geeignet sind.
Zu B 15 Tage späteres Befahren und Betreten bewirkt Verlust an Weidezeit. Das bedeutet,
die Betriebe müssen 15 Tage länger im Stall füttern oder nicht überflutete Ersatzflächen
beweiden. Da letztere in der Regel nicht bereitstehen, muss ein Stallfutterausgleich berechnet
werden.
Neubert et. al. (2001) hat Berechnungen für die Elbaue bei Lenzen zu o. g. Problematik
vorgelegt. Wenn eine zusätzliche Heufütterung erfolgen muss, ergeben sich Mehrkosten von
ca. 1,50-2,00 € zusätzlich pro ha Grünland und Tag. Pro GV und Tag errechnen sich
Mehrkosten von ca. 1,5 bis 2 € alternativ.
Unterschiedlich lange Überflutungszeiträume wirken sich also vornehmlich im Zufutterbedarf
(Heuzukauf unterstellt) aus.
Wenn es bei einem naturnäheren Flutungsregime zu häufigen kurzfristigen
Sommerüberflutungen käme, würden zusätzliche Viehabtriebe aus dem Weideareal die Folge
sein. Nach Neubert et .al. (2001) erfordern zusätzliche zwischenzeitliche Abtriebe Kosten in
Höhe von 50 bis 100 € je ha Grünland. Damit kann das gesamte Verfahren der
Mutterkuhhaltung unwirtschaftlich werden.
Aus der Sicht der Wirtschaftlichkeit sollten genutzt und nicht mehr genutzte Gebiete
möglichst großräumig voneinander abgegrenzt sein (PPL, 1996). Das ist auch aus der Sicht
der Einsparung bei der Wegenetzunterhaltung von Bedeutung. Dort wo landwirtschaftliche
Nutzung nicht mehr stattfindet, müsste folglich auch die fischereiwirtschaftliche Nutzung
eingestellt werden.
Wir stimmen mit der Wasserwirtschaftlichen Machbarkeitsstudie vollständig überein, wenn
empfohlen wird, für die verlängerte Überflutung zunächst einen Probezeitraum von 3 bis 5
Jahren mit begleitendem Monitoring vorzusehen. Bei Auswertung aller uns zur Verfügung
stehenden Daten und Erfahrungen werden doch nicht alle Auswirkungen präzise vorhersagbar
sein. Das betrifft einmal die Entwicklung der Grasnarbe in diffizilen Bereichen, insbesondere
an den Hochwasserdeichen und auch die Gewässergüteentwicklung.
Auch für den Naturschutz zeichne sich Probleme ab, die genau verfolgt werden müssen. Das
betrifft insbesondere die Standortbedingungen seltener Pflanzenarten (z.B. Benndolde) aber
auch der hoch schutzbedürftigen Vogelarten Seggenrohrsänger, Wachtelkönig und anderer.
Die Veränderung der Feuchtebedingungen und damit auch der Nutzung zwingt faktisch einige
Arten von Lebewesen zur Umsiedlung. Wenn in einer dynamischen Aue der konservierende
Schutzanspruch nicht mehr aufrecht erhalten werden kann, müssen die Konsequenzen sehr
genau bedacht werden. Ein Monitoring wird notwendig, dass Veränderungen schon im Ansatz
erfasst und rechtzeitig Maßnahmen einleitet, wenn existentielle Probleme auftreten.
Unterläufe von Flüssen bilden in ihren Auen Akkumulationsräume für mannigfaltige
Stofffrachten aus dem gesamten Flusseinzugsgebiet. Wenn diese Stoffanreicherungen nicht
mehr über die Biomasse abgeschöpft werden, kann es zu Beeinträchtigungen in der
Nahrungskette vieler Arten kommen. Das gilt insbesondere in industrialisierten Räumen, wo
seit mindestens einem Jahrhundert beträchtliche Frachten von Schwermetallen und
Schadstoffen in den Flusstälern aufgeschwemmt worden sind. Die jeder Entwicklung
innewohnenden Dynamik gebietet, auch über alternative Formen der Landnutzung im
gesamtgesellschaftlichen Konsensus neu nachzudenken.
Literaturverzeichnis
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ungestörte konkurrenzlose
Einzelpflanzenentwicklung
(z.B. 1 Pflanze/m²)
Leistungsfähigkeit (Fitness)
Optimalbereich der
Anpassung an den Standort
Reproduktion noch gesichert
individuelles Wachstum noch gesichert
individuelle Überlebensgrenze
Tod
Zunehmende Überflutungsdauer (Winter)
0
Abb. 1: Zusammenhang zwischen Länge der Überflutungsdauer und Leistungsfähigkeit einer
Wiesenfuchsschwanzpopulation
cm unter Flur
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
12
.0
6
23 .
.0
6
01 .
.0
7
07 .
.0
7
14 .
.0
7
20 .
.0
7
29 .
.0
7
04 .
.0
8
11 .
.0
8
18 .
.0
8
25 .
.0
8
02 .
.0
9
08 .
.0
9
15 .
.0
9
22 .
.0
9
29 .
.0
9
06 .
.1
0
13 .
.1
0
20 .
.1
0
28 .
.1
0
02 .
.1
1.
-160
Durchstich (Alopecuretum)
Lange Rehne (Phalaridetum)
Abb. 2: Grundwasserstandsverläufe 1992, Versuchsstandort im Polder A/B
Abb. 4: Pegelstände 1995
Sandre hne
20
0
-20
-40
0
-20
-60
-80
-60
-80
-100
-120
-140
-100
-160
-160
20
cm unter Flur
Damnitzwiese
20
0
-20
-40
0
-20
-40
-60
-80
-60
-80
-100
-120
-140
-100
-120
-140
-160
-160
8.
10
28
.1
0
17
.1
1
cm unter Flur
18
.9
20
8.
10
28
.1
0
17
.1
1
18
.9
9.
8
29
.8
-140
-160
9.
8
29
.8
18
.9
8.
10
28
.1
0
17
.1
1
-80
-100
-120
9.
8
29
.8
-20
-40
-60
10
.6
30
.6
20
.7
Durchstich
10
.6
30
.6
20
.7
cm unter Flur
1.
5
21
.5
20
0
1.
5
21
.5
10
.6
30
.6
20
.7
-120
1.
5
21
.5
-120
2.
3
22
.3
11
.4
-80
-100
22
.3
11
.4
-80
-100
22
.3
11
.4
-60
10
.2
-40
-60
2.
3
-40
2.
3
1993
10
.2
0
-20
1.
1
21
.1
15.
01
15. .
03
02. .
05
16. .
05
30. .
05
13. .
06
27. .
06
11. .
07
26. .
07
09. .
08
23. .
08
06. .
09
20. .
09
04. .
10
17. .
10
01. .
11
14. .
11
28. .
11.
0
-20
1.
1
21
.1
10
.2
9.
8
29
.8
18
.9
8.
10
28
.1
0
17
.1
1
1.
5
21
.5
10
.6
30
.6
20
.7
2.
3
22
.3
11
.4
1.
1
21
.1
10
.2
20
1.
1
21
.1
8.
10
28
.1
0
17
.1
1
18
.9
9.
8
29
.8
10
.6
30
.6
20
.7
1.
5
21
.5
2.
3
22
.3
11
.4
10
.2
1.
1
21
.1
cm unter Flur
8.
10
28
.1
0
17
.1
1
18
.9
9.
8
29
.8
10
.6
30
.6
20
.7
1.
5
21
.5
22
.3
11
.4
2.
3
10
.2
1.
1
21
.1
04.
01.
25.
01.
15.
02.
08.
03.
29.
03.
19.
04.
10.
05.
01.
06.
21.
06.
12.
07.
03.
08.
23.
08.
13.
09.
04.
10.
25.
10.
15.
11.
15.
12.
20
cm unter Flur
1994
Abb. 3: Pegelstand Sandrehne (Standort 4) in den Jahren 1993 und 1994
20
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
cm unter Flur
Eichwiese
cm unter Flur
Sandseewiese
-40
-120
-140
cm unter Flur
Pfarrwie se
cm unter Flur
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
Sandseewiese (Alopecuretum)
26
.1
1.
29
.1
0.
12
.1
1.
01
.1
0.
15
.1
0.
03
.0
9.
17
.0
9.
06
.0
8.
20
.0
8.
09
.0
7.
23
.0
7.
11
.0
6.
25
.0
6.
17
.0
5.
28
.0
5.
-140
Gerichtswiese(Phalaridetum)
Abb. 5: Grundwasserstandsverläufe 2004, Überflutungspolder A
cm unter Flur
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
18
.0
5.
01
.0
6.
15
.0
6.
29
.0
6.
13
.0
7.
27
.0
7.
10
.0
8.
24
.0
8.
07
.0
9.
21
.0
9.
05
.1
0.
19
.1
0.
02
.1
1.
16
.1
1.
30
.1
1.
14
.1
2.
28
.1
2.
-140
Sandseewiese (Alopecuretum)
Abb. 6: Grundwasserstandsverläufe 2005, Überflutungspolder A
Gerichtswiese(Phalaridetum)
Abb. 7: Normale Winterüberflutung in den Poldern A/B
Abb. 8: Auswirkungen der Jahrhundertflut 1997 – Erstbesiedlung durch LandWasserknöterich im Oktober
Höhe des Fruchtstandes in cm (max.)
Anzahl der Blätter/Pflanze
Länge in cm
Anzahl
100
6
91,2
80 78,2
72,2
76,2
72,8
68,5
70,7
74,3
73,1
72,3
5
4
4
1
2
4,2
4
4,6
4,5
4,4
4,3
3,6
60
4,6
3,9
3
40
2
20
1
0
0
1
2
3
4
5
6
Standort
Grenzdifferenz = 17,00
7
8
9
10
signifikant
3
4
5
6
7
Standort
Grenzdifferenz = 0,89
Ährenlänge in cm
8
9
10
signifikant
Gesamtlänge der Pflanze in cm
Länge in cm
Höhe in cm
10
120
105,3 105,5
8 7,8
7,4
7,4
7,2
6,9
7,5
6,7
6,9
7,2
95,4
100
97,3
91,6
7
78,4
80
6
60
4
40
2
20
0
0
1
2
3
4
Grenzdifferenz = 1,36
5
6
7
Standort
8
9
10
nicht signifikant
1
4
5
6
Standort
7
8
9
10,5
10,6
8
9
10
signifikant
Länge des obersten Blattes in cm
Länge in cm
Länge in cm
26,5
25 24,2
3
Grenzdifferenz = 8,94
Länge des längsten Blattes in cm
30
2
14
25,4
23,5
23,1
19,6
20
22,4
19,4
12 11,9
20,6
11
11,4
10,3
9,7
8,5
8
14
15
11,9
10
6,5
6
10
4
5
2
0
0
1
2
3
4
Grenzdifferenz = 4,09
5
6
Standort
7
8
9
10
signifikant
1
2
3
4
Grenzdifferenz = 3,16
Samenzahl pro Fruchtstand
5
6
Standort
7
10
signifikant
Anzahl fertiler Triebe/m²
Anzahl
Anzahl
400
100
300 292,4
323,6 315,7 334,2
284,2 282,4
315,1 302,3
80
301
269,9
60
200
41,4
40
100
20
20,6
15
12
5,4
0
4
0
1
2
3
Grenzdifferenz = 59,89
4
5
6
Standort
signifikant
Abb. 9: Versuchsjahr 1995
7
8
9
10
1
2
3
4
Grenzdifferenz = 24,74
5
6
Standort
signifikant
7
8
9
10
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
Durchstich/Wiesenrispeeinsaat
Durchstich/Wiesenfuchsschwanzblanksaat
Durchstich/Wiesenfuchsschwanzeinsaat
Durchstich/Wiesenrispeblanksaat
Sandseewiese
Eichseewiese
Sandrehne
Damnitzwiese
DQ1/Durchstich/2 Schnitte
DQ3/Durchstich/3 Schnitte
(Werte; Signifikanzprüfungen mit Tukey-Test durchgeführt;
n=5
bei Anzahl fertiler Triebe
n = 20
bei restlichen Merkmalen)
Abb. 9: Fortsetzung und Legende zu Abb. 9, Versuchsjahr 1995
Höhe des Fruchtstandes in cm (max.)
Anzahl der Blätter/Pflanze
Länge in cm
Anzahl
140
120
100
5
124
109,2
101,6
86,7
82,5
80
60
4,2
4,1
4
101,2
3,7
3,6
3,5
3,7
3
2
40
1
20
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 15,45
3
4
Standort
5
6
signifikant
1
3
4
Standort
6
Gesamtlänge der Pflanze in cm
Höhe in cm
Länge in cm
140
10
7,4
5
Grenzdifferenz = 1,03 nicht signifikant
Ährenlänge in cm
8
2
7,8
7,8
8,2
120
7,4
7,3
124
110
103,6
100
6
80
4
60
102
87,1
85,3
40
2
20
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 1,63
3
4
Standort
5
6
nicht signifikant
1
Grenzdifferenz = 14,58
Länge des längsten Blattes in cm
Länge in cm
5
6
signifikant
Länge in cm
14
29,9
12
24,8
25
3
4
Standort
Länge des obersten Blattes in cm
35
30
2
25,8
25
24,1
23
12,6
12
12,3
11,2
12
9,4
10
20
8
15
6
10
4
5
2
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 6,35
3
4
Standort
5
6
signifikant
1
2
Grenzdifferenz = 4,10
Anzahl Ähren/m²
3
4
Standort
5
6
nicht signifikant
Ährengewicht/m²
Ähren/m²
Ährengewicht/m²
35
5
30 27,6
25
30,2
28,6
27,2
25,2
4
4,3
4,1
4,1
3,2
20
3
17,6
2,2
15
2
2
10
1
5
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 25,85
3
4
Standort
nicht signifikant
Abb. 10: Versuchsjahr 1996
5
6
1
2
3
4
Standort
Grenzdifferenz = 3,37 nicht signifikant
5
6
TKM in g
Anzahl fertiler Triebe/m²
TKM in g
Anzahl
1,4
40
1,26
1,2 1,15
1
30 27,2
0,89
0,8
0,6
0,57
0,5
0,57
0,4
28,6
20
28,8
29,2
28
5
6
16,8
10
0,2
0
0
1
2
3
4
Standort
5
6
Grenzdifferenz = 0,39 signifikant
1
2
Grenzdifferenz = 28,47
3
4
Standort
nicht signifikant
Legende:
1. Durchstich
2. Sandseewiese
3. Eichseewiese
4. Sandrehne
5. Damnitzwiese
6. Pfarrwiese
(Werte; Signifikanzprüfungen mit Tukey-Test durchgeführt;
n=5
bei Anzahl Ähren/m², Ährengewicht/m², Anzahl fertiler Triebe
und TKM
n = 20
bei restlichen Merkmalen)
Abb. 10: Fortsetzung und Legende Versuchsjahr 1996
Höhe des Fruchtstandes in cm (max.)
Anzahl der Blätter/Pflanze
Länge in cm
Anzahl
5
120
105,1
80
103,8
96,6
100
4
83,1
79
67,3
3,8
3,5
3
3,4
3,1
2,7
2,7
60
2
40
1
20
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 18,90
3
4
Standort
5
6
signifikant
1
2
Grenzdifferenz = 0,92
Ährenlänge in cm
3
4
Standort
5
6
signifikant
Gesamtlänge der Pflanze in cm
Länge in cm
Höhe in cm
10
120
105,1
8
6,8
6,2
6
7,1
7,2
7,5
6,7
80
104
98
100
83,3
79,9
67,8
60
4
40
2
20
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 1,50
3
4
Standort
5
6
nicht signifikant
1
Grenzdifferenz = 18,35
Länge des längsten Blattes in cm
3
4
Standort
5
6
signifikant
Länge des obersten Blattes in cm
Länge in cm
25
2
Länge in cm
14
22,2
20
21,4
17,6
12
17,3
17,5
9,8
10
15 13,4
8
10
6
9,9
9,9
9,3
8,3
8
4
5
2
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 5,04
3
4
Standort
5
6
signifikant
1
2
Grenzdifferenz = 3,01
Samenzahl pro Fruchtstand
3
4
Standort
5
6
nicht signifikant
Samengewicht pro Fruchtstand in g
Gewicht in g
Anzahl
0,3
400
0,25
300
237,9
262,3
270,3
0,2
228,1
196,2
200
217,4
0,14
0,15
0,1
0,15
0,15
0,13
0,1
0,07
100
0,05
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 39,90
3
4
Standort
signifikant
Abb. 11: Versuchsjahr 1997
5
6
1
2
Grenzdifferenz = 0,033
3
4
Standort
signifikant
5
6
Anzahl fertiler Triebe/m²
Ertrag dt TM/ha
Anzahl
dt TM/ha
100
50
80
40,8
40
36,7
65,4
60
30
42,2
42
42
40
32
22
20
25
20 18,9
10
0
0
1
2
3
4
Standort
5
6
1
2
3
4
Standort
5
6
Werte für Standorte 1 - 4 (n=5), Einzelwerte für 5 und 6
Werte für Standorte 1 - 4 (n=5), für 5 und 6 keine Angaben
Gewicht der Blütenstände frisch in g/m²
Gewicht der Blütenstände trocken in g/m²
Gewicht frisch g/m²
Gewicht trocken g/m²
25
10
22,8
20
8
15
10
7,3
6
9,8
9,2
8,8
9,3
4,7
5
4,2
4
2
0
3,8
2,8
0,8
1,2
1
2
0
1
2
3
4
Standort
5
6
Werte für Standorte 1 und 4 (n=5), Einzelwerte für 2, 3, 5, 6
Legende:
1. Durchstich
2. Sandseewiese
3. Eichseewiese
4. Sandrehne
5. Damnitzwiese
6. Pfarrwiese
(ohne statistische Auswertung)
Abb. 11: Fortsetzung Versuchsjahr 1997
3
4
Standort
5
6
Werte für Standorte 1 und 4 (n=5), Einzelwerte für 2, 3, 5, 6
TKM in g
TKM in g
0,8
0,6
0,4
0,54
0,64
0,67
5
6
0,56
0,42
0,29
0,2
0
1
2
3
4
Standort
Grenzdifferenz = 0,11 signifikant
Legende:
1. Durchstich
2. Sandseewiese
3. Eichseewiese
4. Sandrehne
5. Damnitzwiese
6. Pfarrwiese
(Werte; Signifikanzprüfungen mit Tukey-Test durchgeführt;
n = 20 je Standort)
Abb. 11: Fortsetzung Versuchsjahr 1997
Höhe des Fruchtstandes in cm (max.)
Anzahl der Blätter/Pflanze
Länge in cm
Anzahl
100
80
5
89,2
81,2
70,3
76,3
76
74,9
60
3
40
2
20
1
0
4,1
4
3,9
3,8
4
3,4
3,1
0
1
2
Grenzdifferenz = 3,94
3
4
Standort
5
6
signifikant
1
2
Grenzdifferenz = 0,37
Ährenlänge in cm
3
4
Standort
5
6
signifikant
Anzahl fertiler Triebe/m²
Länge in cm
Anzahl
10
100
8 7,2
6,5
6
7
6,8
7,3
6,1
80
77,6
76
68,6
60
54,4
46,6
4
40
2
20
0
32,6
0
1
2
Grenzdifferenz = 0,50
3
4
Standort
5
6
signifikant
1
Grenzdifferenz = 53,10
Gesamtlänge der Pflanze in cm
3
4
Standort
6
nicht signifikant
Länge in cm
120
25
95,8
88,1
76,7
80
5
Länge des längsten Blattes in cm
Höhe in cm
100
2
82,4
82,8
82,1
22,5
20 19,1
20
19,2
21
19,5
15
60
10
40
5
20
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 3,96
3
4
Standort
5
6
signifikant
1
2
Grenzdifferenz = 1,78
Länge des obersten Blattes in cm
3
4
Standort
5
6
signifikant
Ertrag dt TM/ha
Länge in cm
dt TM/ha
14
40
12
10 9,7
7,8
8
8,8
9,2
10,1
31,4
30
30,3
27,7
27,1
21,3
6,9
20
20
6
4
10
2
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 1,42
3
4
Standort
signifikant
Abb. 12: Versuchsjahr 1998
5
6
1
2
Grenzdifferenz = 9,45
3
4
Standort
signifikant
5
6
Samenzahl pro Fruchtstand
Samengewicht pro Fruchtstand in g
Anzahl
Gewicht in g
400
0,3
322,8
316,1
300
322,4
321,5
0,24
0,25
283,7
261,4
0,2
0,2 0,18
200
0,18
0,2
0,15
0,15
0,1
100
0,05
0
0
1
2
Grenzdifferenz = 48,71
3
4
Standort
5
6
signifikant
1
2
Grenzdifferenz = 0,044
3
4
Standort
signifikant
TKM in g
TKM in g
1
0,76
0,8
0,6 0,58
0,57
0,61
0,63
0,61
5
6
0,4
0,2
0
1
2
3
4
Standort
Grenzdifferenz = 0,13 signifikant
Legende:
1. Durchstich
2. Sandseewiese
3. Eichseewiese
4. Sandrehne
5. Damnitzwiese
6. Pfarrwiese
(Werte; Signifikanzprüfungen mit Tukey-Test durchgeführt;
n=5
bei Anzahl fertiler Triebe und Ertrag flächenbezogen
n = 20
bei Samenzahl pro Fruchtstand, Samengewicht
pro Fruchtstand und TKM
n = 100
bei restlichen Merkmalen)
Abb. 12: Fortsetzung Versuchsjahr 1998
5
6
140
120
100
cm
80
60
40
20
0
Standort 1
Standort 2
Standort 3
Standort 4
1995
1997
1996
Standort 5
1998
Abb. 13: Vergleich der Höhe des Fruchtstandes in cm (max.) in den Versuchsjahren
Standort 6