Schlussbericht Teil II - Darstellung der Projektergebnisse

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier
Analyse,
Bewertung
und Prognose
der Landschaftsentwicklung
in Tagebauregionen
des Mitteldeutschen Braunkohlenrevieres
gefördert durch das
und das
in Kooperation mit
Schlussbericht Teil II
Darstellung der Projektergebnisse
Förderkennzeichen: 0339747
Bundesministerium für Bildung, Wissenschaft,
Forschung und Technologie (BMBF)
Land Sachsen-Anhalt (LSA)
Lausitzer und Mitteldeutsche Bergbau-
Verwaltungsgesellschaft mbH (LMBV)

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
2

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
INHALTSVERZEICHNIS
1 Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten ......................................... 25
2 Methoden und Untersuchungsumfang ........................................................................................ 28
2.1 Charakterisierung der Untersuchungsgebiete und bergbauliche Rahmen-bedingungen.........28
2.1.1 Das Braunkohlenrevier Gräfenhainichen – Bitterfeld – Delitzsch......................................28
2.1.2 Das Geiseltal......................................................................................................................32
2.1.3 Bergbauliche Rahmenbedingungen ..................................................................................35
2.2 Geographisches Informationssystem (GIS) und Datenbanken ................................................37
2.2.1 Aufbau und Funktion des GIS - Zentrales GIS-System.....................................................38
2.2.2 Daten-Input ........................................................................................................................39
2.2.3 Daten-Output .....................................................................................................................43
2.3 Vermessung und Absteckung ...................................................................................................44
2.4 Geomorphologie........................................................................................................................44
2.5 Hydrologie .................................................................................................................................45
2.6 Boden/Substrat .........................................................................................................................47
2.6.1 Geländearbeiten ................................................................................................................47
2.6.2 Dokumentation...................................................................................................................49
2.6.3 Kartenerstellung.................................................................................................................51
2.7 Biotopkartierung........................................................................................................................52
2.8 Flora/Vegetation........................................................................................................................53
2.9 Fauna ........................................................................................................................................55
2.9.1 Kleinsäuger ........................................................................................................................55
2.9.2 Brutvögel............................................................................................................................55
2.9.3 Amphibien ..........................................................................................................................56
2.9.4 Heuschrecken ....................................................................................................................57
2.9.5 Libellen...............................................................................................................................58
2.9.6 Methodik der Bodenfallenfänge .........................................................................................59
2.10 Methoden der Fernerkundung ..................................................................................................59
3 Übersicht der Erfassungsergebnisse .......................................................................................... 64
3.1 Geomorphologie........................................................................................................................64
3.2 Bodengenese ............................................................................................................................65
3.2.1 Substrat..............................................................................................................................65
3.2.2 Bodenmikrobiologische, -zoologische und –chemische Erhebungen ...............................65
3

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
3.3 Biotopkartierung ....................................................................................................................... 67
3.4 Flora/Vegetation ....................................................................................................................... 67
3.5 Fauna ....................................................................................................................................... 68
4 Ergebnisse und Diskussion .......................................................................................................... 69
4.1 Grundlagenuntersuchungen zur Analyse, Bewertung und Prognose der
Entwicklungsprozesse in Bergbaufolgelandschaften............................................................... 69
4.1.1 Beziehungen zwischen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft und dem Umland........ 69
4.1.1.1 Besiedlungsprozesse von Flora und Vegetation ....................................................... 69
4.1.1.1.1 Einfluss des Umlandes auf die Artenausstattung der Bergbaufolgeflächen
und Einwanderungsdistanzen ........................................................................... 69
4.1.1.1.2 Bedeutung von Altwaldresten für die Wiederbesiedlungsprozesse und die
Waldentwicklung nach dem Braunkohlenabbau: Fallbeispiel „Goitsche-
Inseln“ ................................................................................................................ 79
4.1.1.2 Umlandbeziehungen ausgewählter faunistischer Gruppen....................................... 92
4.1.1.2.1 Amphibien.......................................................................................................... 92
4.1.1.2.2 Libellen............................................................................................................... 97
4.1.1.3 Beiträge der Fernerkundung zur flächigen Analyse von Umlandbeziehungen ......... 99
4.1.2 Klassifikation der Vegetationseinheiten, Vegetationsstrukturen und Biotop-typen in
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands ......................................... 105
4.1.2.1 Terrestrische Klassifikation der Biotoptypen............................................................ 105
4.1.2.2 Terrestrische Klassifikation der Vegetationseinheiten............................................. 108
4.1.2.3 Terrestrische Klassifikation der Verbuschungstypen............................................... 124
4.1.2.4 Klassifikation mit Methoden der Fernerkundung ..................................................... 126
4.1.3 Analyse der Differenzierungs- und Entwicklungsprozesse in der Bergbaufolgelandschaft
................................................................................................................ 127
4.1.3.1 Geomorphologischer Landschaftswandel................................................................ 127
4.1.3.2 Boden- und Substratparameter ............................................................................... 137
4.1.3.2.1 Charakterisierung der Boden- und Substrateigenschaften ............................. 137
4.1.3.2.2 Generelle Trends der Bodenentwicklung im Bereich der kartierten
Kippenstandorte............................................................................................... 138
4.1.3.2.3 Bodengenese - mikrobielle Besiedlung ........................................................... 140
4.1.3.2.4 Collembolen- und Milbenuntersuchungen....................................................... 147
4.1.3.2.5 Lumbricidenuntersuchungen ........................................................................... 155
4.1.3.3 Analyse und Prognose von Sukzessionsprozessen (Biotope, Vegetation)............. 165
4.1.3.3.1 Allgemeine Tendenzen der Biotop- und Vegetationsentwicklung und
Ableitung von Indikatorarten............................................................................ 165
4.1.3.3.2 Differenzierungsprozesse in den nördlichen und südlichen
Tagebauregionen............................................................................................. 172
4.1.3.3.3 Die Produktivität der Standorte anhand der oberirdischen pflanzlichen
Biomasse ......................................................................................................... 190
4.1.3.4 Vorkommen ausgewählter faunistischer Artengruppen........................................... 202
4.1.3.4.1 Brutvögel.......................................................................................................... 202
4.1.3.4.2 Amphibien........................................................................................................ 209
4.1.3.4.3 Heuschrecken.................................................................................................. 212
4.1.3.4.4 Libellen............................................................................................................. 213
4.1.3.5 Analyse der Beziehungen zwischen Habitatparametern/Habitatstrukturen und
ausgewählten faunistischen Gruppen...................................................................... 215
4.1.3.5.1 Brutvögel.......................................................................................................... 215
4.1.3.5.2 Amphibien........................................................................................................ 220
4.1.3.5.3 Heuschrecken.................................................................................................. 229
4.1.3.5.4 Libellen............................................................................................................. 241
4.1.3.6 Vergleichende Untersuchungen zur Fauna von Forsten und Pionierwäldern auf
Tagebauhalden ........................................................................................................ 253
4.1.3.6.1 Untersuchungen zur Kleinsäuger- und Laufkäferfauna von Forsten und
Pionierwäldern auf Tagebauhalden................................................................. 253
4.1.3.6.2 Avizönosen der Haldengehölze des Geiseltales ............................................. 257
4

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
4.2 Management von Entwicklungsprozessen .............................................................................259
4.2.1 Initiierte Sukzessionsprozesse ........................................................................................259
4.2.1.1 Mähgutauftrag auf Böschungen ...............................................................................259
4.2.1.1.1 Floristisch/vegetationskundliche Untersuchungen ...........................................260
4.2.1.1.2 Faunistische Begleituntersuchungen (Mücheln-Innenkippe) ...........................261
4.2.1.2 Sodenschüttung auf Böschungen.............................................................................263
4.2.1.3 Mulchdecksaaten auf Böschungen...........................................................................266
4.2.2 Ufersicherung im Vorfeld der Flutung..............................................................................269
4.2.2.1 Versuchsdesign ........................................................................................................269
4.2.2.2 Phänologische Parameter ........................................................................................276
4.2.2.3 Entwicklung der Versuche und Ergebniskussion .....................................................277
4.2.3 Gelenkte Sukzessionsprozesse (Land-Reitgras-Management) ......................................288
4.3 Auswirkungen des Wasseranstieges......................................................................................302
4.3.1 Landschaftsökologische Folgen ......................................................................................302
4.3.2 Boden und ausgewählte Röhrichtarten............................................................................308
4.3.3 Röhrichtentwicklung in ausgewählten Tagebaubereichen ..............................................316
4.3.4 Überflutungstoleranz von Landpflanzen und Röhrichtarten ............................................321
4.3.5 Ausgewählte Pflanzenarten und Vegetationseinheiten ...................................................325
4.3.6 Ausgewählte faunistische Artengruppen .........................................................................334
4.3.6.1 Amphibien.................................................................................................................334
4.3.6.2 Carabiden .................................................................................................................335
4.3.6.3 Libellen .....................................................................................................................340
5 Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung ............. 342
5.1 Konkrete Entwicklungsprognosen von naturschutzfachlich wertvollen Arten,
Biotoptypen bzw. Tagebaubereichen......................................................................................342
5.1.1 Entwicklungsszenarien und Prognosen...........................................................................342
5.1.1.1 Entwicklungsszenarien für ausgewählte Biotoptypen ..............................................342
5.1.1.2 Konkrete Prognosen für die Tagebaubereiche Golpa-Nord, Sandtrockenrasen,
Goitsche-Inseln, Kayna-Süd, Mücheln-Innenkippe ..................................................345
5.1.2 Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen..............................................................351
5.1.3 Zielart Epipactis palustris (Orchideen).............................................................................358
5.1.4 Natternzungengewächse .................................................................................................365
5.1.5 Amphibien ........................................................................................................................380
5.1.6 Zielart Sphingonotus caerulans (Heuschrecken).............................................................389
5.1.7 Libellen.............................................................................................................................396
5.2 Grundlagen für eine langfristige Überwachung der Entwicklungsprozesse in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (Naturschutzfachliches
Monitoring mit Schwerpunkt im Sanierungstagebau) .............................................................406
5.2.1 Stadien und Phasen der Landschaftsentwicklung in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ...............................................................................406
5.2.2 Grundlagen und Struktur eines Monitoring zur Überwachung von
Entwicklungsprozessen in naturschutzfachlich wertvollen Bereichen der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ...............................................................................414
5.2.3 Dynamisches Ziel- und Indikatorartenkonzept für die
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts...................................................417
5.2.4 Bestimmung des Stichprobenumfangs zum Nachweis von Trends und zur
Erfassung der Artendiversität in einem Monitoring..........................................................421
5

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.2.5 Nachweis von Trends auf unterschiedlichen Untersuchungsebenen: Fallbeispiel
Sandtrockenrasen bei Petersroda im Tagebau Goitsche ............................................... 424
5.2.6 Erfassungsmethoden und Flächenauswahl für das natuschutzfachliche Monitoring ..... 433
5.2.6.1 Organisationsebenen, Intervalle und repräsentative Gebiete für das Monitoring
von ökosystemaren Entwicklungsprozessen........................................................... 433
5.2.6.2 Gebietsspezifische Konkretisierung der Leitbilder für naturschutzfachlich
besonders wertvolle Gebiete und Ableitung von Zielartengruppen......................... 436
5.2.7 Möglichkeiten der Geofernerkundung bei der Analyse, Bewertung und Prognose
der Landschaftsentwicklung............................................................................................ 447
5.3 InformationsSystem zur Analyse, Bewertung und Prognose der Entwicklung von
BergbaufolgeLandschaften – ISABEL.................................................................................... 448
5.3.1 Allgemeine Grundlagen und Definitionen ....................................................................... 448
5.3.2 Technische Umsetzung................................................................................................... 449
5.3.3 Struktur des Systems ...................................................................................................... 450
5.4 Schutzgebiete in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts - Aktueller
Stand und weitere Vorschläge für die Ausweisungen von Naturschutzgebieten................... 450
5.5 Hinweise zur Planung von Begrünungs- und Rekultivierungsmaßnahmen im
zukünftigen Uferbereich ......................................................................................................... 454
5.6 Hinweise zur Planung von Begrünungs- und Rekultivierungsmaßnahmen auf
terrestrischen Standorten....................................................................................................... 458
5.7 Prinzipielle Strategien für die Entwicklung wertvoller Sekundärbiotope in Abbaugebieten ... 461
6 Erfolgte und geplante Veröffentlichungen der Ergebnisse ..................................................... 464
6.1 Veröffentlichung des Abschlussberichtes .............................................................................. 464
6.2 Erschienene und eingereichte Veröffentlichungen ................................................................ 464
6.3 Buchprojekt mit B.G. Teubner-Verlag Stuttgart - Leipzig - Wiesbaden: ................................ 466
7 Weiterer Forschungs- und Untersuchungsbedarf .................................................................... 467
8 Literaturverzeichnis ..................................................................................................................... 469
9 Anlagenverzeichnis...................................................................................................................... 494
6

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
ABBILDUNGSVERZEICHNIS
Abb. 1: Untersuchungsgebiete des FLB-Projektes .............................................................................26
Abb. 2
Abb. 3
Abb. 4
Abb. 5
Unterschiedliche Hierarchieebenen innerhalb des FLB-Projektes am Beispiel von
Mücheln-Innenkippe: Risswerk, Bodenformen, Biotoptypen, 100 m x 100 m Raster
und ausgeloste Rasterelemente mit Aufnahmeflächen ..........................................................27
Geologischer Schnitt (halbschematisch) durch das Bergbaurevier von Merseburg-Ost
bis in den Raum Bitterfeld (nach EISSMANN 1977/90; in: EISSMANN & LITT 1994)...........29
Geologischer Schnitt durch das Geiseltal (EISSMANN & LITT 1994; in: KRUMBIEGEL
& SCHMIDT (1966), vereinfacht)............................................................................................32
Lage der Tagebaue und Baufelder im Geiseltalrevier (in: INTERESSEN- UND
FÖRDERVEREIN „GEISELTALSEE“ e. V. 1998) ..................................................................33
Abb. 6 Schematische Darstellung der GIS-Arbeitsumgebung im FLB-Projekt ..................................37
Abb. 7 Dateneingabe – Flächenjournal (Beispieldatensatz) ..............................................................39
Abb. 8 Startbildschirm des Dateneingabemoduls ..............................................................................40
Abb. 9
Eingabemaske zur Erfassung der floristischen Grunddaten einer Teilfläche.........................41
Abb. 10 Eingabemaske zur Erfassung der Heuschrecken...................................................................42
Abb. 11 Methode der Flächenauswahl für die Aufnahme der ausgelosten Rasterelemente (RE) ......53
Abb. 12 Spezifische Methoden der Auswertung für Satellitendaten und Flugzeugdaten ....................61
Abb. 13 Darstellung der zur Klassifizierung notwendigen methodischen Voraussetzungen und
ihrer Wechselbeziehungen untereinander ..............................................................................62
Abb. 14 Verfahren zur Ausweisung von Trainingsflächen im Bilddatensatz........................................62
Abb. 15 Raster 100 m x 100 m im Untersuchungsgebiet Mücheln-Innenkippe und
Beispieldatensatz Boden. .......................................................................................................65
Abb. 16 Abstandsklassen des regionalen Artenpools der nicht vom Tagebau beeinflussten
Umgebung (Messtischblatt-Quadranten der floristischen Kartierung)....................................70
Abb. 17 Nächste Vorkommen im angrenzenden Umland für die in die Tagebaubereiche
eingewanderten Arten (in %) ..................................................................................................71
Abb. 18 Beziehung zwischen dem Abstand und Artenähnlichkeit (SØRENSEN-Index): (A)
Artenpool Tagebau gegen Artenpool Umland, (B) Artenpool Tagebau gegen Artenpool
der übrigen Tagebaue.............................................................................................................71
Abb. 19 Prozentualer Artenanteil an der Gesamtartenzahl des Umlandbezirkes: a) regionaler
Artenpool Tagebauarten (rAT), b) regionaler Artenpool Störstandorte (rAS) sowie c)
regionaler Artenpool gewachsenes Umland. ..........................................................................72
Abb. 20 Prozentualer Anteil an der Gesamtartenzahl des Umlandbezirkes: a) ausschließlich
regionaler Artenpool Tagebauarten (rAT) und b) ausschließlich regionaler Artenpool
gewachsenes Umland (Zeitraum 1994 – 2002.......................................................................73
Abb. 21 Ausbreitungsspektren der aus dem 3 km - Umkreis eingewanderten Arten im
Vergleich zu den nicht eingewanderten Arten des 3 km - Umkreises. ...................................74
Abb. 22 Lage der Untersuchungsgebiete im Restloch Bärenhof und Verteilung der
Waldbestände .........................................................................................................................80
7

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 23 Rasterflächen auf den gewachsenen Standorten .................................................................. 81
Abb. 24 Mittlere Deckungswerte und Frequenzen ausgewählter Gehölze in drei Höhenklassen
(< 0,5 m/0,5 - 3 m/> 3 m) im 50 m x 50 m – Raster des jeweiligen Standortes.................... 84
Abb. 25 Anzahl an Waldbodenpflanzen und Gehölzjungwuchs auf den jeweiligen Teilflächen
des Transektes (25 m x 25 m) in Abhängigkeit von der Deckung der Baumschicht ............. 86
Abb. 26 Anzahl von Gehölzen und Waldbodenpflanzen der Altwaldreste und davon bereits im
Pionierwald der Halde 10/35 vorhandene Arten .................................................................... 87
Abb. 27 Pflanzensoziologisch-ökologische Artengruppen des Pionierwaldes auf der Halde
10/35 ...................................................................................................................................... 89
Abb. 28 Ausbreitungsstrategien der Gesamtflora und der Waldbodenpflanzen im Pionierwald
der Halde 10/35...................................................................................................................... 90
Abb. 29 Digitale segmentbasierte Klassifizierung des Umlandes der Bergbaufolgelandschaften
(NOCKER, Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg, Institut für Geographie,
Arbeitsgruppe Geofernerkundung)....................................................................................... 100
Abb. 30 Flächenanteile der klassifizierten Flächennutzungen in Hektar........................................... 102
Abb. 31 Anzahl von Patches im Untersuchungsraum ....................................................................... 102
Abb. 32 Largest Patch Index ............................................................................................................. 103
Abb. 33 Mean Nearest Neighbour Parameter ................................................................................... 103
Abb. 34 Interspersion Juxtaposition Index......................................................................................... 104
Abb. 35 Digitale segmentbasierte Klassifizierung der Lieferbiotope im Umland der
Bergbaufolgelandschaften (NOCKER, Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg,
Institut für Geographie, Arbeitsgruppe Geofernerkundung)................................................. 104
Abb. 36 Flächenanteile der Biotoptypengruppen (ohne Gewässer) in den
Untersuchungsgebieten der Tagebaue bzw. Tagebaubereiche Mücheln-Innenkippe
(MI), Kayna-Süd (KS), Golpa-Nord/'Bereich Radis-Gremminer Graben' (GN), Halde
Blösien (BL) und Goitsche/Sandtrockenrasen bei Petersroda (GS).................................... 107
Abb. 37 Clusteranalysen der Vegetationsaufnahmen des Nordraumes ........................................... 111
Abb. 38 Clusteranalysen der Vegetationsaufnahmen des Südraumes............................................. 112
Abb. 39 Gruppenbildung hinsichtlich der Strukturtypen auf Verbuschungsflächen mittels
Hauptkomponentenanalyse (PCA)....................................................................................... 125
Abb. 40 Erosionsrinnenkomplex und Schwemmfächer (RT V und XIV) in der Ostböschung
Tagebau Kayna-Süd (Foto: Grabe; September 1999)......................................................... 130
Abb. 41 Westufer des Restlochsees Kayna-Süd mit Uferbildungsprozessen (RT IX) (Foto:
Grabe; September 1999) ..................................................................................................... 130
Abb. 42 Kipprippenkomplex in der Innenkippe des Tagebau Mücheln (RT XIII) (Foto: Morche;
September 2000).................................................................................................................. 130
Abb. 43 Böschungsbereiche mit Kleinstrukturen und bindigen Substraten an der TonHalde
10/35 des Tagebau Goitsche (RT IV) (Foto: Kuppe; Mai 2000) .......................................... 130
Abb. 44 Restlochplanum (RT VIII) und Sonstige Hohl- bzw. Vollformen (RT X, XI) im
Innenkippenbereich des Tagebau Mücheln (Foto: Morche; September 2000) ................... 130
Abb. 45 Ausschnitt eines Schwemmfächers (RT V) mit Übergangszone zum Restlochsee im
Tagebau Kayna-Süd (Foto: Grabe; September 1999)......................................................... 130
Abb. 46 Ergebnisse geomorphologischer Prozesskartierung (Grabe 03/2000)* .............................. 132
Abb. 47 Ergebnisse geomorphologischer Prozesskartierung (Schaffrek 08/2001)* ......................... 132
Abb. 48 Ergebnisse geomorphologischer Prozesskartierung (Morche 09/2000)* ............................ 133
Abb. 49 Ergebnisse geomorphologischer Prozesskartierung (Heckner 04/2002)*........................... 133
Abb. 50 Ergebnisse der Kleinreliefformen-kartierung (Morche 09/2000)*......................................... 134
8

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
Abb. 51 Ergebnisse der Kleinreliefformen-kartierung (Heckner 04/2002)*........................................134
Abb. 52 Veränderungen des Flächenanteils an geomorphologischen Prozessen im Zeitraum
2000/2002 .............................................................................................................................134
Abb. 53 Veränderungen des Flächenanteils an Kleinreliefformen im Zeitraum 2000/2002...............134
Abb. 54 (li.) und Abb. 55 (r.) Vergleich unsanierte Böschung mit hoher Morphodynamik –
Rutschung, Rinnenerosion, Abspülung, Akkumulation – und spontaner Sukzession..........135
Abb. 56 (li.) und Abb. 57 (r.) Unsanierter Innenkippenbereich mit Feuchtgebiet und erodiertem
Schwemmfächer ...................................................................................................................135
Abb. 58 (li.) und Abb. 59 (r.) Sanierte Böschung im Innenkippenbereich mit zunehmender
Vegetationsbedeckung und nachlassender Morphodynamik ...............................................135
Abb. 60 C mik -Gehalte in der Streuauflage und im Mineralboden (Mittelwert für 0 - 10 cm). ..............141
Abb. 61 Tiefenprofile einzelner mikrobieller Parameter (Mittelwerte über alle untersuchten
Flächen) ................................................................................................................................142
Abb. 62 C mik -Menge (Mittelwerte und Standardabweichung) der untersuchten Standorte................143
Abb. 63 Beziehungen zwischen der mikrobiellen Biomasse und a) der Dehydrogenaseaktivität
(DHA) sowie b) der Bodenatmung. (*** P < 0,001)...............................................................144
Abb. 64 Beziehungen zwischen der mikrobiellen Biomasse/Menge und a) dem K 2 SO 4 -C, b) der
N t -Menge sowie c) der C t -Menge (kalkuliert für 0 - 10 cm) (* P < 0,05, ** P < 0,01, ***
P < 0,001). ............................................................................................................................144
Abb. 65 CO 2 - und O 2 -Dynamik auf den untersuchten Flächen in Kayna-Süd (2001)........................147
Abb. 66 Individuen- und Artenzahl der erfassten Collembolen..........................................................149
Abb. 67 Tiefenverteilung der Individuen der Collembolen in der Bodenschicht 0 – 20 cm Tiefe,
Tagebau Kayna-Süd, Transektbeprobung am 21.10.1999 ..................................................150
Abb. 68 Tiefenverteilung der Collembolenarten in der Bodenschicht 0 – 20 cm Tiefe, Tagebau
Kayna-Süd, Transektbeprobung am 21.10.1999..................................................................150
Abb. 69 Individuenzahlen der Collembolenzönosen der Testflächen in der Bodenschicht 0 –
10 cm Tiefe, Tagebau Kayna-Süd (Probenahmen der Jahre 2000 und 2001
zusammengefasst)................................................................................................................151
Abb. 70 Artenzahlen der Collembolenzönosen der Testflächen in der Bodenschicht 0 – 10 cm
Tiefe, Tagebau Kayna-Süd (Probenahmen der Jahre 2000 und 2001
zusammengefasst)................................................................................................................151
Abb. 71 Spektrum der dominanten Arten auf den untersuchten Standorten .....................................153
Abb. 72 Diversität (H’) der Collembolenzönosen derTestflächen, Tagebau Kayna-Süd
(Probenahmen der Jahre 2000 und 2001 zusammengefasst ..............................................154
Abb. 73 Lage des Untersuchungstransektes anhand eines Höhenmodells der Halde Klobikau.......157
Abb. 74 Diversität und Biomasse der einzelner Lumbriciden-Arten in g/m² auf verschiedenen
Standorten der Halde Klobikau – Frühjahr 2001 ..................................................................158
Abb. 75 Gesamtbiomasse in g/m² einzelner ökologischer Lebensformen auf verschiedenen
Standorten der Halde Klobikau – Frühjahr 2001 ..................................................................158
Abb. 76 Lumbricidenbiomasse in g/m² und N-Vorrat (0 - 10 cm) in kg/ha im Boden auf
unterschiedlichen Standorten der Halde Klobikau – Frühjahr 2001)....................................159
Abb. 77 Lumbricidenbiomasse in g/m² und Streuvorrat in kg/ha auf unterschiedlichen
Standorten der Halde Klobikau im Frühjahr 2001.................................................................159
Abb. 78 Lumbricidenbiomasse in g/m² und Deckungsgrad von Pflanzen mit N-Zeigerwerten
von 7 - 9 nach ELLENBERG 1979 in % - Sandtrockenrasen C09 – Goitsche -
Holzweißig-West ...................................................................................................................161
Abb. 79 Dominanzen einzelner ökologischer Lebensformen von Lumbriciden in % auf einer
Böschung (C09) in verschiedenen Abständen zum Umland – Goitsche - Holzweißig-
West ......................................................................................................................................161
9

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 80 Lumbriciden- und Gehölz-Biomasse sowie Anzahl der Pflanzen-Arten für
unterschiedliche begrünte Standorte – Goitsche - Holzweißig-West................................... 162
Abb. 81 Zelluloseabbau in % für einzelne Laubarten nach einem 300 tägigen Rotteversuch.......... 163
Abb. 82 a-c: PCA-Analyse aller Datensätze (988 Flächen, 613 Arten, Daten log-transformiert),
alle Arten mit Fit > 10 % dargestellt (Bbetpend, Bpinsyl, Brobipse enforced) ..................... 165
Abb. 83 Ordinationsplot axis 1 vs. 2 der RDA- Analyse unter Einbeziehung der Zeigerwerte
nach ELLENBERG (988 Flächen, 613 Arten, Pflanzendaten log-transformiert, alle
Arten mit Fit > 10 % dargestellt).......................................................................................... 166
Abb. 84 a-c: Analyse der FLB-Flächen (355 Flächen, 343 Arten)..................................................... 166
Abb. 85 Analyse der FLB-Flächen: CCA (355 Flächen, 343 Arten).................................................. 167
Abb. 86 Indicator-Species-Analysis der FLB-Flächen (355 Flächen, 343 Arten): Summe der
Indikator-Werte (signifikante Ind.-Val.) in einem K-means clustering (PCord) .................... 168
Abb. 87 CA der FLB-Flächen (355 Flächen, 343 Arten, nach Cluster 1 - 9 getrennt)....................... 169
Abb. 88 a-c: CCA der Cluster 1, 2, 3, 4, 6, 8 (FLB-Datensatz) ......................................................... 170
Abb. 89 Mittelwerte der pH-Werte für die Cluster des FLB-Datensatzes.......................................... 171
Abb. 90 Mittelwerte der Korngrößenanteile für die Cluster des FLB-Datensatzes............................ 171
Abb. 91 Generelles Sukzessionsnetz für die spontane Besiedlung der mitteldeutschen
Braunkohlenbergbau-folgelandschaft .................................................................................. 172
Abb. 92 Mittlere pH-Werte der Vegetationseinheiten auf dem Sandtrockenrasen bei
Petersroda; Erläuterungen siehe Kap. 5.1.2, * COR-Flächen wurden auf Grund zu
geringer Stichprobenanzahl nicht ausgewertet.................................................................... 173
Abb. 93 Abhängigkeit des pflanzenverfügbaren Gehaltes an Al 3+ -Ionen vom pH-Wert (KCl) .......... 174
Abb. 94 Veränderungsanalyse der Rohbodenflächen auf dem Sandtrockenrasen bei
Petersroda (Tagebau Goitsche) von 1995 bis 2001 ............................................................ 174
Abb. 95 Veränderung der Deckungsgradanteile vegetationsfreier Flächen in verschiedenen
pH-Wert-Klassen.................................................................................................................. 174
Abb. 96 Prozentuales Vorkommen der Hauptbiotoptypen in vier Altersklassen – Nordraum........... 182
Abb. 97 Prozentuales Vorkommen der Hauptbiotoptypen in vier Altersklassen – Südraum ............ 183
Abb. 98 Flächenanteile differenzierter Deckungsgradklassen von Calamagrostis epigejos in
allen Biotoptypen entlang des Altersgradienten................................................................... 184
Abb. 99 Flächenbesiedlung und Deckungsausprägung von Calamagrostis epigejos L. unter
dem Einfluss verschiedener Standortfaktoren anhand von Zeigerwerten ........................... 185
Abb. 100 Ökogramme von Land-Reitgras-Dominanzbeständen mit > 30 % Deckung ....................... 186
Abb. 101 Boxplots der pH-Werte der nach Land-Reitgras-Deckung klassifizierten
Untersuchungsflächen, a: Nordraum, b: Südraum............................................................... 186
Abb. 102 Deckungsgradausprägung des Land-Reitgrases im Nord- und Südraum der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts in Abhängigkeit vom
Bodensubstrat ...................................................................................................................... 187
Abb. 103 Hauptkomponentenanalyse von Vegetationsaufnahmen im Tagebau Kayna-Süd
(Südteil) und Mücheln-Innenkippe aus 2000/2001 (wurzeltransformierte Daten). .............. 188
Abb. 104 RDA mit Vegetationsaufnahmen des Tagebaus Kayna-Süd (Südteil) und Mücheln-
Innenkippe aus 2000/2001 (wurzeltransformierte Daten).................................................... 189
Abb. 105 Abhängigkeit der Biomasse einzelner Baumkompartimente in g TM vom
Stammdurchmesser bei Quercus robur sowie Ermittlung eines Korrekturfaktors für
Einzelindividuen mit einem Stammdurchmesser > 100 mm mit Hilfe der Ertragstafeln
von SCHOBER (1995) ......................................................................................................... 193
Abb. 106 Oberirdische Pflanzenbiomasse in kg/ha auf verschiedenen Standorten in Holzweißig-
West (Tagebau Goitsche) sowie im Tagebau Kayna-Süd................................................... 196
10

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
Abb. 107 Struktur der oberirdischen Biomasse auf verschiedenen Standorten in Holzweißig-
West (Tagebau Goitsche) sowie im Tagebau Kayna-Süd....................................................197
Abb. 108 a - e: Streubiomasse g/m²/a und Anteile % der Baumarten .................................................198
Abb. 109 Gesamtvorräte an C und N in der oberirdischen Biomasse sowie im Boden (0 –
10 cm) auf verschiedenen Standorten in Holzweißig-West (Tagebau Goitsche) sowie
im Tagebau Kayna-Süd ........................................................................................................200
Abb. 110 Kationenaustauschkapazität (KAK) in cmol c /kg in verschiedenen Bodentiefen
einzelner Versuchsstandorte in Holzweißig-West (Tagebau Goitsche) sowie im
Tagebau Kayna-Süd .............................................................................................................202
Abb. 111 Verbreitung des Brachpiepers und des Steinschmätzers in den
Untersuchungsgebieten Mücheln-Innenkippe (Kartierungsjahr: 2000) und Tagebau
Golpa-Nord (Bachaue, Kartierungsjahr: 2001) .....................................................................204
Abb. 112 Verbreitung der Feldlerche und des Baumpiepers im Tagebau Kayna-Süd
(Kartierungsjahr: 2000) .........................................................................................................206
Abb. 113 Biotoptypen(-gruppen) und Verbreitung des Neuntöters im Tagebau Kayna-Süd
(Untersuchungsjahr: 2000) ...................................................................................................217
Abb. 114 Biotoptypenanteile im Umfeld (150 m Radius) besetzter Raster von Brachpieper (22
Raster), Steinschmätzer (29 Raster) und Raubwürger (10 Raster); Ergebnisse der
Rasterkartierung (Mücheln-Innenkippe, Kayna-Süd, Golpa-Nord - Bachaue, Goitsche -
Sandtrockenrasen Petersroda);............................................................................................218
Abb. 115 Biotoptypenanteile im Umfeld (150 m Radius) besetzter Raster von Neuntöter (41
Raster), Braunkehlchen (17 Raster) und Grauammer (58 Raster); Ergebnisse der
Rasterkartierung (Mücheln-Innenkippe, Kayna-Süd, Golpa-Nord - Bachaue, Goitsche -
Sandtrockenrasen Petersroda);............................................................................................219
Abb. 116 Biotoptypenanteile im Umfeld (150 m Radius) besetzter Raster des Teichrohrsängers
(10 Raster); Ergebnisse der Rasterkartierung (Kayna-Süd, Golpa-Nord - Bachaue,
Goitsche - Sandtrockenrasen Petersroda, 100 m x 100 m - Raster );.................................220
Abb. 117 Präferenzen bei der Besetzung des Laichplatzes hinsichtlich der Wassertiefe ...................222
Abb. 118 Präferenzen bei der Besetzung des Laichplatzes hinsichtlich der Wassertiefe ...................225
Abb. 119 Präferenzen bei der Besetzung des Laichplatzes hinsichtlich der Wassertiefe ...................227
Abb. 120 Biotoptypenpräferenz des Braunen Grashüpfers (Ch. brunneus), des Verkannten
Grashüpfers (Ch. mollis) und des Nachtigall-Grashüpfers (Ch. biguttulus) innerhalb
der Braunkohlenfolgelandschaft Sachsen-Anhalts als Differenz zwischen der
prozentualen Gesamtstetigkeit der Art und der Stetigkeit innerhalb der Flächen eines
bestimmten Biotoptyps .........................................................................................................231
Abb. 121 Biotoptypenpräferenz der Blauflügeligen Sandschrecke (S. caerulans), der
Blauflügeligen Ödlandschrecke (O. caerulescens) und der Gefleckten Keulenschrecke
(M. maculatus) innerhalb der Braunkohlenfolgelandschaft Sachsen-Anhalts als
Differenz zwischen der prozentualen Gesamtstetigkeit der Art und der Stetigkeit
innerhalb der Flächen eines bestimmten Biotoptyps............................................................232
Abb. 122 Redundanzanalyse (RDA) zur Heuschreckenfauna der Untersuchungsgebiete mit
Darstellung einiger für die Verteilung der Arten wesentlicher Umweltparameter .................233
Abb. 123 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen der Krautschichtdeckung und dem
Auftreten von Heuschreckenarten. Signifikanzen ermittelt mit dem Programm
CANOCO (GLM - generalized linear model) ........................................................................239
Abb. 124 Durchschnittliche Artenzahlen der untersuchten Stillgewässer pro Gewässertyp ...............243
Abb. 125 Durchschnittliche Artenzahlen der untersuchten Stillgewässer in Bezug auf die
Wassertrübung......................................................................................................................246
Abb. 126 Durchschnittliche Artenzahlen der untersuchten Stillgewässer in Bezug auf die
Röhrichtausbildung ...............................................................................................................248
Abb. 127 Durchschnittliche Artenzahlen der untersuchten Stillgewässer in Bezug auf die
Ausbildung der Schwimm- und Tauchvegetation .................................................................249
11

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 128 Durchschnittliche Artenzahlen an Stillgewässern mit und ohne Chara-Rasen.................... 250
Abb. 129 Durchschnittliche Artenzahlen an Stillgewässern mit und ohne Moor- und
Sumpfinitialen....................................................................................................................... 251
Abb. 130 Arten- und Individuenzahlen der Kleinsäugerfauna unterschiedlicher Haldengehölze
im Bereich des Geiseltales................................................................................................... 254
Abb. 131 Artenzahl der Laufkäferfauna unterschiedlicher Haldengehölze im Bereich des
Geiseltales............................................................................................................................ 255
Abb. 132 Individuenzahlen der Laufkäferfauna unterschiedlicher Haldengehölze im Bereich des
Geiseltales............................................................................................................................ 255
Abb. 133 Anzahl gefährdeter Laufkäferarten unterschiedlicher Haldengehölze im Bereich des
Geiseltales............................................................................................................................ 256
Abb. 134 Artenzahl und Anteil Rote-Liste-Arten (BRD, LSA) der durch Bodenfallen erfassten
Spinnen, Laufkäfer und Zikaden im Bereich der Mähgutversuchsfläche auf der
Mücheln-Innenkippe............................................................................................................. 262
Abb. 135 Blockanlage im Tagebau Roßbach mit drei Varianten und drei Wiederholungen ............... 266
Abb. 136 Mittlere Deckung und mittlere Artenzahl/25 m² auf den Mulchdecksaatflächen (A),
Mähgutflächen (M) und Kontrollflächen (K) der Blockanlage im Tagebau Roßbach
vom Sommer 2001 bis 2002 ................................................................................................ 268
Abb. 137 Wasseranstiegsfunktion für den gesamten Zeitraum........................................................... 270
Abb. 138 Wasseranstiegsfunktion bis zum 200. Tag nach Ende der Wasserhaltung......................... 270
Abb. 139 Wasseranstiegsfunktion vom 1000. bis 1500. Tag nach Ende der Wasserhaltung ............ 270
Abb. 140 Anordnung der Pflanzmulden im Grabensystem ................................................................. 271
Abb. 141 Versuchsanlage G03 Eriophorum-Pflanzung....................................................................... 272
Abb. 142 Skizze zur Versuchsanlage G04 .......................................................................................... 272
Abb. 143 Juncus compressus (li.), Bolboschoenus maritimus (mi.), Juncus effusus (re.)
Wurzelentwicklung vorkultivierter Rhizomstücke nach 60 Tagen........................................ 273
Abb. 144 Große Fraktion Alnus glutinosa (G0406) im Mai 2000......................................................... 275
Abb. 145 Bestandesentwicklung der Eriophorum-Pflanzung am Standort G01.................................. 281
Abb. 146 Bestandesentwicklung der Eriophorum-Pflanzung am Standort G03.................................. 281
Abb. 147 Wuchsleistung aller Treibklassen von Salix triandra im Beobachtungszeitraum................. 282
Abb. 148 Durchschnittliche Triebzahl von Salix triandra ..................................................................... 282
Abb. 149 Durchschnittliche Trieblänge von Salix triandra................................................................... 282
Abb. 150 Artenzahlen von Mahd- und Kontrollflächen auf dem Sandtrockenrasen in Petersroda ..... 291
Abb. 151 Mahd- und Kontrollflächen im Tagebau Goitsche, Entwicklung der Land-Reitgras-,
Zielarten- und Krautstreudeckung auf den 25 m-Flächen² sowie Anzahl und Höhe der
gezählten Calamagrostis epigejos-Triebe pro m² ................................................................ 291
Abb. 152 Mahd- und Kontrollflächen im Tagebau Kayna-Süd, Entwicklung der Land-Reitgras-,
Zielarten- und Krautstreudeckung auf den 25 m²-Flächen sowie Anzahl und Höhe der
gezählten Calamagrostis epigejos-Triebe pro m² ................................................................ 293
Abb. 153 Artenzahlen auf Mahd- und Kontrollflächen im Tagebau Kayna-Süd.................................. 294
Abb. 154 Dreijährige Entwicklung eines gemähten Calamagrostis epigejos-Bestandes.................... 295
Abb. 155 Mahd- und Kontrollflächen im Tagebau Roßbach, Entwicklung der Land-Reitgras-,
Zielarten- und Krautstreudeckung auf den 25 m²-Flächen sowie Anzahl und Höhe der
gezählten Calamagrostis epigejos-Triebe pro m² ................................................................ 297
Abb. 156 Artenzahlen auf Mahd- und Kontroll-flächen im Tagebau Roßbach.................................... 298
12

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
Abb. 157 Deckungsänderung bei Land-Reitgras, Zielartengruppe und Streu nach zwei
Mahdjahren auf den Untersuchungsflächen in den Tagebauen Goitsche, Kayna-Süd
und Roßbach.........................................................................................................................299
Abb. 158 Räumliche Verteilung der Feinbodenarten mit geringer bzw. sehr geringer
Wasserdurchlässigkeit (kf-Wert < 10 cm/d) in 10 bis 100 cm Bodentiefe ............................305
Abb. 159 Schematische Darstellung des Laborversuchs zur Untersuchung des Redoxpotenzials
bei Überflutung......................................................................................................................309
Abb. 160 Veränderung von pH und Eh(7) bei kontinuierlichem Wasseranstieg in 2 und 10 cm
Bodentiefe, Holzweißig -West (Tagebau Goitsche) - Standort GW-H01, humusarmer
Kippsand ...............................................................................................................................311
Abb. 161 Veränderung von pH und Eh(7) bei kontinuierlichem Wasseranstieg in 2 und 10 cm
Bodentiefe, Tagebau Kayna-Süd - Standort KS-F15, Calamagrostis-Flur,
humusreicher Kippsand ........................................................................................................313
Abb. 162 Bodenchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall, n = 9 - 15)
vor und nach der Überflutung, Mücheln-Innenkippe – Kippkohlesand unbewachsen..........314
Abb. 163 Veränderungen im Gehalt einzelner Phosphatfraktionen bei Überflutung auf Standort
GW-G02 (Holzweißig-West) sowie KS-F06 (Kayna-Süd) ....................................................315
Abb. 164 Potenzielle Entwicklung von Röhricht- bzw. Feuchthabitaten im Bereich der Mücheln-
Innenkippe.............................................................................................................................318
Abb. 165 Potenzielle Entwicklung von Röhricht- bzw. Feuchthabitaten im Bereich des
ehemaligen Tagebaus Kayna-Süd .......................................................................................320
Abb. 166 Wasserstandsentwicklung im Tagebaurestloch Kayna – Süd vom 05.04.2000 bis zum
18.10.2001 ............................................................................................................................322
Abb. 167 Deckungen ausgewählter Arten auf den 5 m x 5 m Transektflächen im NSG Schlauch
Burgkemnitz/Muldenstein im Zeitraum 2001 - 2002 mit Angabe des Wasserstandes
zum Zeitpunkt der Vegetationsaufnahme. ............................................................................327
Abb. 168 Deckungen ausgewählter Arten auf den 5 m x 5 m Transektflächen in Kayna-Süd im
Zeitraum 2000 - 2002 mit Angabe des Wasserstandes zum Zeitpunkt der
Vegetationsaufnahme. ..........................................................................................................328
Abb. 169 Deckungen ausgewählter Arten auf den 5 m x 5 m Transektflächen in Holzweißig-
West (Goitsche) im Zeitraum 2000 - 2002 mit Angabe des Wasserstandes zum
Zeitpunkt der Vegetationsaufnahme.....................................................................................329
Abb. 170 Triebzahlen pro m² von Phragmites australis (Schilf) auf den 5 m x 5 m
Transektflächen im NSG Schlauch Burgkemnitz (Muldenstein), in Kayna-Süd und in
Holzweißig-West (Goitsche) im Zeitraum 2001 - 2002.........................................................330
Abb. 171 Prozentualer Anteil der mittleren Deckung ausgewählter Arten und Artengruppen auf
gestörten und ungestörten 5 m x 5 m - Flächen im NSG Schlauch Burgkemnitz/
Muldenstein (frische Variante) im Zeitraum 2000 -2002.......................................................331
Abb. 172 Prozentualer Anteil der mittleren Deckung ausgewählter Arten und Artengruppen
auf gestörten und ungestörten 5 m x 5 m - Flächen im NSG Schlauch Burgkemnitz/
Muldenstein (trockene Variante) im Zeitraum 2000 -2002. ..................................................332
Abb. 173 Mittlerer Wasserstand auf den gestörten und ungestörten 5 m x 5 m - Flächen im NSG
Schlauch Burgkemnitz/ Muldenstein (frische und trockene Variante) im Zeitraum 2000
- 2002....................................................................................................................................332
Abb. 174 Deckungen ausgewählter Arten und Artengruppen auf den 5 m x 5 m Transektflächen
im NSG Paupitzscher See (Goitsche) im Zeitraum 2000 - 2002 mit Angabe des
Wasserstandes zum Zeitpunkt der Vegetationsaufnahme. ..................................................333
Abb. 175 Prozentuale Verteilung hygrophiler, xerophiler bzw. euryhygrer Laufkäferarten und –
individuen an den vier Standorten eines Bodenfallentransektes im ehemaligen
Tagebau Kayna-Süd, mit unterschiedlichen Entfernungen zur Uferlinie des
Tagebaurestsees. .................................................................................................................336
13

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 176 Verteilung der Individuen von Calathus ambiguus (2000: 221 Ind., 2001: 36 Ind.) in
den Bodenfallenfängen entlang eines Transektes an der Böschung des
Tagebaurestsees Holzweißig-West; .................................................................................... 337
Abb. 177 Verteilung der Individuen von Calathus fuscipes (2000: 100 Ind., 2001: 33 Ind.) in den
Bodenfallenfängen entlang eines Transektes an der Böschung des Tagebaurestsees
Holzweißig-West; ................................................................................................................. 338
Abb. 178 Verteilung der Individuen von Agonum sexpunctatum (2000: 212 Ind., 2001: 33 Ind.) in
den Bodenfallenfängen entlang eines Transektes an der Böschung des
Tagebaurestsees Holzweißig-West; .................................................................................... 338
Abb. 179 Verteilung der Individuen von Agonum marginatum (2000: 34 Ind., 2001: 12 Ind.) in
den Bodenfallenfängen entlang eines Transektes an der Böschung des
Tagebaurestsees Holzweißig-West; .................................................................................... 339
Abb. 180 Entwicklungsszenarien bei Grundwasseranstieg und Sukzession - Nordraum.................. 343
Abb. 181 Entwicklungsszenarien bei Grundwasseranstieg und Sukzession - Südraum ................... 344
Abb. 182 Prozentuale Flächenan-teile der für Bärenhof-insel und Tagesanlagen
prognostizierten Biotoptypen................................................................................................ 345
Abb. 183 Prozentuale Flächenanteile der für die Halde 10/35 prognostizierten Biotoptypen............. 346
Abb. 184 Prozentuale Flächenanteile der für den Sandtrocken-rasen bei Petersroda
prognostizierten Biotop-typen .............................................................................................. 347
Abb. 185 Prozentuale Flächenantei-le der für Golpa-Nord prognostizierten Biotoptypen .................. 348
Abb. 186 Prozentuale Flächen-anteile der für Kayna-Süd prognostizierten Biotop-typen.................. 349
Abb. 187 Prozentuale Flächenanteile der für Mücheln-Innen-kippe prognostizierten Biotoptypen .... 350
Abb. 188 Hauptkomponentenanalyse von Vegetationsaufnahmen der Vegetationseinheiten auf
dem Sandtrockenrasen bei Petersroda im Tagebaugebiet Goitsche vom Sommer
1994 bis 2001 (wurzeltransformierte Daten)........................................................................ 353
Abb. 189 Mittlerer prozentualer Flächenanteil von Vegetationseinheiten auf dem
Sandtrockenrasen bei Petersroda im Zeitraum 1995 bis 2001 mit Angabe der
Standardabweichung............................................................................................................ 354
Abb. 190 Sandtrockenrasen bei Petersroda: Anzahl an Gehölzen pro 100 m² in den Jahren
1999 und 2000, .................................................................................................................... 355
Abb. 191 Silbergraspionierflur östlich Schwedenschanze: Anzahl an Gehölzen pro 100 m² in
den Jahren 1999 und 2000, ................................................................................................. 355
Abb. 192 Hauptkomponentenanalyse von Vegetationsaufnahmen der Dauerflächen auf drei
verschiedenen Rohbodenstandorten (Quartär-, Misch-, Tertiärsubstrat) im
Tagebaugebiet Goitsche vom Sommer 1994 bis 2001 (wurzeltransformierte Daten)......... 357
Abb. 193 Vorkommen von Epipactis palustris in Sachsen-Anhalt bis 1949........................................ 359
Abb. 194 Aktuelle Verbreitung von Epipactis palustris in Sachsen-Anhalt (diagonale Schraffur:
natürliche Standorte; senkrechte Schraffur: Sekundärstandorte)........................................ 359
Abb. 195 Mittlere Deckung der Baum-, Strauch- und Krautschicht- auf von Epipactis palustris
besiedelten Flächen mit Angabe der -Konfidenzintervalle (α = 0.05 %).............................. 360
Abb. 196 Prozentuale Verteilung der durch Epipactis palustris besiedelten Biotoptypen,
Akürzungen nach Biotoptypenschlüssel (HEYDE et al. 1998) ............................................ 360
Abb. 197 pH-Werte der Flächen mit aktuellen Epipactis palustris-Vorkommen.................................. 360
Abb. 198 Prozentuale Verteilung der Epipactis palustris Vorkommen entlang des
Altersgradienten der Flächen ............................................................................................... 361
Abb. 199 Entwicklung von Epipactis palustris–Teilpopulationen im Untersuchungszeitraum 1996
bis 2002,............................................................................................................................... 363
Abb. 200 Blütenanzahl von Epipactis palustris in Abhängigkeit von der Gehölzdeckung am
Standort, mit Angabe der Standardabweichung .................................................................. 363
14

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
Abb. 201 Vorkommen von Arten der Ophioglossaceen in Messtischblattquadranten vor 1949
(Sachsen und Sachsen-Anhalt) ............................................................................................366
Abb. 202 Vorkommen von Arten der Ophioglossaceen in Messtischblattquadranten zwischen
1950 und 1992 (Sachsen und Sachsen-Anhalt)...................................................................367
Abb. 203 Aktuelle Vorkommen (nach 1992) von Arten der Ophioglossaceen in
Messtischblattquadranten (Sachsen und Sachsen-Anhalt)..................................................368
Abb. 204 Anzahl von Individuen bzw. Trieben von Ophioglossum vulgatum in Abhängigkeit von
der photosynthetisch aktiven Strahlung (%PhAR) im Bestand der Vorkommen in der
Bergbaufolgelandschaft ........................................................................................................369
Abb. 205 Standortökologische Parameter der Ophioglossaceen-Populationen in der
Tagebaufolgelandschaft........................................................................................................370
Abb. 206 Entwicklung der Ophioglossum vulgatum-Population im lichten Pionierwald im
Nordfeld Jaucha (J4) im Untersuchungszeitraum 1995 bis 2001 (Flächengröße: 1m²).......371
Abb. 207 Entwicklung der Ophioglossum vulgatum-Population im dichten Pionierwald im
Nordfeld Jaucha (J1) im Untersuchungszeitraum 1994 bis 2001 (Flächengröße: 1 m²)......372
Abb. 208 Witterungsverlauf im Untersuchungszeitraum (Klimastation Doebris-Pirkau)......................372
Abb. 209 Entwicklung der Ophioglossum vulgatum-Population im lichten Pionierwald Halde
10/35 (G) im Untersuchungszeitraum 1995 bis 2001 (Flächengröße: 1 m²). .......................373
Abb. 210 Witterungsverlauf im Untersuchungszeitraum (Klimastation Schönwölkau) ........................373
Abb. 211 Entwicklung der Ophioglossum vulgatum-Population im Pionierwald (Bruchwald
Witznitz, Wi1) im Untersuchungszeitraum 1995 bis 2001 (Flächengröße: 1 m²). ................374
Abb. 212 Witterungsverlauf im Untersuchungszeitraum (Klimastation Rötha) ....................................375
Abb. 213 Entwicklung der Botrychium lunaria-Population im Tagebau Roßbach und auf der
Halde Latdorf im Untersuchungszeitraum 1999 bis 2001 (Flächengröße: 1m²)...................376
Abb. 214 Vergesellschaftung von Botrychium matricariifolium ............................................................378
Abb. 215 Bestandsentwicklung von Botrychium matricariifolium von 1997 bis 2001 ..........................378
Abb. 216 Stetigkeit und Häufigkeit der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans)
und der Blauflügeligen Ödlandschrecke (Oedipoda caerulescens) in den untersuchten
Tagebaubereichen. ...............................................................................................................390
Abb. 217 Prozentualer Flächenanteil von Rohboden bzw. Rohbodenmosaiken an den
terrestrischen Biotoptypen der untersuchten Tagebaubereiche sowie voraussichtlicher
Verlust von diesen Bereichen durch Wasseranstieg ............................................................391
Abb. 218 Nachweise der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans), präferierte
Biotoptypen [Rohboden(-mosaik)] sowie Flächen mit voraussichtlich verzögerter
Sukzession (niedriger pH-Wert und/ hoher Kohleanteil) im Tagebau Golpa-Nord,
Untersuchungsgebiet Bachaue.............................................................................................392
Abb. 219 Nachweise der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans), präferierte
Biotoptypen [Rohboden(-mosaik)] sowie Flächen mit voraussichtlich verzögerter
Sukzession (niedriger pH-Wert und/oder hoher Kohleanteil) auf dem
Sandtrockenrasen bei Petersroda (Tagebau Goitsche). ......................................................393
Abb. 220 Nachweise der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans), präferierte
Biotoptypen [Rohboden(-mosaik)] sowie Flächen mit voraussichtlich verzögerter
Sukzession (niedriger pH-Wert und/hoher Kohleanteil) in Mücheln-Innenkippe. .................394
Abb. 221 Nachweise der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans), präferierte
Biotoptypen [Rohboden(-mosaik)] sowie Flächen mit voraussichtlich verzögerter
Sukzession (niedriger pH-Wert und/oder hoher Kohleanteil) im ehemaligen Tagebau
Kayna-Süd. ...........................................................................................................................395
Abb. 222 Monitoring von Enwicklungsprozessen in der Bergbaufolgelandschaft ...............................415
Abb. 223 Analysen der Zusammenhänge von Artenzahlen und Flächengröße am Beispiel
Kayna-Süd ............................................................................................................................423
15

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 224 Analysen der Zusammenhänge von Artenzahlen und Flächengröße am Beispiel
Mücheln-Innenkippe............................................................................................................. 423
Abb. 225 a-f: Anzahl gezählter Horste und mittlere Deckungswerte der Silbergras-
Zönopopulationen auf den COR-, CORM-, HELI-, TRIF-, ART- und CAL- Dauerflächen
(Abkürzungen siehe Kap. 5.1.2)........................................................................................... 426
Abb. 226 a-b: Anzahl gezählter Triebe und mittlere Deckungswerte der Land-Reitgras-
Zönopopulationen auf ART- und CAL- Dauerflächen .......................................................... 427
Abb. 227 Entwicklung der Gesamtpopulationen auf dem Sandtrockenrasen von 1995 bis 2001.
Ergebnisse der Zählung und Deckungsgradschätzung - Corynephorus canescens........... 428
Abb. 228 Entwicklung der Gesamtpopulationen auf dem Sandtrockenrasen von 1995 bis 2001.
Ergebnisse der Zählung und Deckungsgradschätzung - Calamagrostis epigejos .............. 428
Abb. 229 Entwicklung der Gesamtpopulationen auf dem Sandtrockenrasen von 1995 bis 2001.
Ergebnisse der Zählung und Deckungsgradschätzung - Helichrysum arenarium............... 428
Abb. 230 PCA-Ordination; Biplot der Dauerflächen 1994 und 2001, 6 Flächen pro
Vegetationseinheit (Cor, CorM, Heli, Trif, Art, Cal), 41 Arten; inter-samples distances,
ln-transformation. Dargestellt sind die 1. und 2. Achse. ...................................................... 429
Abb. 231 Sigmet „ruderaler Sandtrockenrasen“.................................................................................. 430
Abb. 232 Mittlere Flächenanteile der Vegetationskomplexe in den Jahren 1995, 1998 und 2001 ..... 431
Abb. 233 Trends auf der Ebene von Sigmeten: Hauptkomponentenanalyse (PCA) der
sigmasoziologischen Aufnahmen 1995 und 2001 auf dem Sandtrockenrasen bei
Petersroda (n = 10, Probeflächengröße 100 m², inter-samples distances, Daten
wurzeltransformiert).............................................................................................................. 431
Abb. 234 Träges System auf Extremstandorten (schematisiert)......................................................... 432
Abb. 235 Ausschnitt (ein Ansichtsfenster) des ISABEL ...................................................................... 449
Abb. 236 Vorschlag zur Gliederung von Herkunftsgebieten für Wildpflanzensaatgut für den
Mitteldeutschen Raum und angrenzende Gebiete............................................................... 457
16

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
TABELLENVERZEICHNIS
Tab. 1
Tab. 2
Kriterien bei der Auswahl der Dauerflächen in den einzelnen Untersuchungsgebieten.........25
Chronologie des Betriebs der Gruben und Tagebaue im Gräfenhainicher-Bitterfelder-
Delitzscher Revier (in: BITTERFELDER BERGLEUTE e. V. 1998).......................................30
Tab. 3 Gruben und Tagebauentwicklung mit Betriebszeiten der Kohleförderung im
Geiseltalrevier .........................................................................................................................33
Tab. 4 Ausgewählte Angaben zu bergbaulichen Rahmenbedingungen in den
Untersuchungsräumen/Untersuchungsgebieten (zusammengestellt nach Unterlagen
der LMBVmbH) .......................................................................................................................36
Tab. 5 Ausschnitt von Datenaufnahmen der Boden- und Substrataufnahmen .................................42
Tab. 6
Tab. 7
Nutzung der verschiedenen Varianten der Dateneingabe......................................................42
Eingemessene Raster- und Teilflächen in den Untersuchungsgebieten (Stand GIS:
05/2002)..................................................................................................................................44
Tab. 8 Auswahl geomorphologischer Parameter und Größenklassen ..............................................45
Tab. 9 Zeitliche Entwicklung der Flutung in den untersuchten Tagebauen (in: LMBV 1999)............46
Tab. 10 Merkmale von Tagebaurestseen und eines natürlichen eutrophen Beispielsees (in:
LMBV 1999) ............................................................................................................................46
Tab. 11 Übersicht der Peilstangenbohrungen .....................................................................................48
Tab. 12 Klassenbezeichnungen und Klassenbreiten für Bodenparameter..........................................48
Tab. 13 Abgewandelte Wilmanns-Skala für Vegetationsaufnahmen...................................................54
Tab. 14 Übersicht über die zoologischen Erhebungen im Rahmen des FLB......................................55
Tab. 15 Quantitative Größenklassen für die Individuenzahlen von Amphibien ...................................56
Tab. 16 Untersuchungsgebiete zur Erfassung der Amphibienfauna ...................................................57
Tab. 17 Untersuchungsgebiete zur Erfassung der Libellenfauna........................................................58
Tab. 18 Häufigkeitsklassen bei der Erfassung der Libellen-Imagines .................................................59
Tab. 19 Zusammenfassung der technischen Daten für die in der Untersuchung eingesetzten
satelliten- und flugzeuggetragenen digitalen Aufnahmesysteme ...........................................60
Tab. 20 Bezeichnung und Bedeutung der herangezogenen Landschaftsindizes ...............................63
Tab. 21 Übersicht zu den Ergebnissen der geomorphologischen Untersuchungen ...........................64
Tab. 22 Übersicht über Flächen mit bodenmikrobiologischen, bodenzoologischen,
bodenchemischen und wasserchemischen Erhebungen, Abkürzungen siehe
Biotoptypenschlüssel Anlage 6.2.1.........................................................................................66
Tab. 23 Gebietsbezeichnung, Größe sowie Kartierungsjahr der Fläche bzw. Tagebaubereiche,
für die eine Biotoptypenkartierung durchgeführt wurde..........................................................67
Tab. 24 Vegetationskundliche und Populationsbiologische Untersuchungen der Hochschule
Anhalt im Projektzeitraum .......................................................................................................67
Tab. 25 Übersicht über Schwerpunkte/Inhalte der zoologischen Untersuchungen im Rahmen
des FLB...................................................................................................................................68
17

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 26 Vergleich des regionalen Artenpools mit der Artenvielfalt der Tagebaubereiche
(Sukzessionsflächen) ............................................................................................................. 70
Tab. 27 Artenzahlen von in Kayna-Süd und allen Umlandbezirken gemeinsam vorkommenden
Pflanzenarten aufgeteilt nach der Lage des nächstgelegenen Vorkommens........................ 74
Tab. 28 Vorkommen ausgewählter gefährdeter und geschützter Arten in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts und Entfernung zur nächsten
Diasporenquelle in km............................................................................................................ 75
Tab. 29 Arten in den Tagebauen – Ubiquisten, Neophyten oder gefährdete Arten?.......................... 78
Tab. 30 Ausgewählte Arten der Kartierung im 50 m x 50 m-Raster.................................................... 81
Tab. 31 Ergebnisse (Mittelwerte) der Bodenuntersuchungen für die Waldflächen der
gewachsenen Standorte ........................................................................................................ 81
Tab. 32 Nachgewiesene gefährdete Pflanzenarten der gewachsenen Standorte (gesamte
Inselfläche) ............................................................................................................................. 82
Tab. 33 Ökologische Gruppen des Artenspektrums der Vegetationsaufnahmen in den
Altwaldresten.......................................................................................................................... 83
Tab. 34 Mittlere Zeigerwerte (nach ELLENBERG et al. 1992) des Artenspektrums der
Vegetationsaufnahmen in den Waldresten der gewachsenen Standorte.............................. 84
Tab. 35 Ergebnisse (Mittelwerte) der Bodenuntersuchungen für den Pionierwald der Halde
10/35 ...................................................................................................................................... 88
Tab. 36 Vegetationsstrukturen im Pionierwald der Halde 10/35......................................................... 90
Tab. 37 Verteilung nicht besiedelter Tagebaugebiete auf verschiedene Größenklassen der
Entfernung zum nächsten Vorkommen der jeweiligen Art im Umland (Auswertung von
30 Tagebaugebieten in Sachsen-Anhalt)............................................................................... 94
Tab. 38 Besiedlungspotenzial gefährdeter Libellenarten (Rote Liste-Sachsen-Anhalt und Rote
Liste-Deutschland) in Abhängigkeit von der Verbreitung....................................................... 98
Tab. 39 Kurzbeschreibung von Untersuchungsgebieten und Methodik der Analysen auf
Landschaftsebene.................................................................................................................. 99
Tab. 40 Landschaftsindizes der Untersuchungsgebiete (UG Geiseltal = Südraum und UG
Goitsche = Nordraum)......................................................................................................... 101
Tab. 41 Flächengrößen (m²) der Gewässerbiotoptypen (stehende Gewässer) ausgewählter
Untersuchungsgebiete ......................................................................................................... 107
Tab. 42 Bodenkundliche Charakterisierung der Probeflächen für die Vegetationsaufnahmen ........ 110
Tab. 43 Vergleich der Bodengenese auf den Untersuchungsflächen im
Bitterfelder/Gräfenhainicher Revier (Nordraum) und im Geiseltal/Profener Revier
(Südraum) auf nicht grundwasserbeeinflussten Standorten................................................ 110
Tab. 44 Grenzwerte und Charakterisierung der Verbuschungstypen............................................... 125
Tab. 45 Relieftypen in Bergbaufolgelandschaften – Begriffsbestimmung und Kennzeichnung
(nach FBM 1999 und FROTSCHER 1999; ergänzt)............................................................ 127
Tab. 46 Beispiele für Untersuchungsergebnisse zur mikrobiellen Besiedlung und Aktivität von
Kippsubstraten ..................................................................................................................... 140
Tab. 47 Vegetationsbestand zum Jahresgang Bodenatmung .......................................................... 145
Tab. 48 Artenliste der Collembolen, Untersuchungsgebiet Tagebau Kayna-Süd, 1999 - 2001 ....... 149
Tab. 49 Artenidentität (SØRENSEN-Quotient) beim paarweisen Vergleich der
Collembolenzönosen der Testflächen (Probenahmen der Jahre 2000 und 2001
zusammengefasst)............................................................................................................... 152
Tab. 50 Lumbricidenvorkommen der Tagebaubereiche Goitsche und Geiseltal .............................. 155
Tab. 51 Ökologische Gruppen von Regenwürmern im Untersuchungsgebiet (unter
Verwendung von Angaben nach DUNGER 1983 und SCHÖPKE 1999) ............................ 156
18

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
Tab. 52 Jährliche Ausbreitung von Regenwurmpopulationen in neu angelegten holländischen
Poldern (EHRMANN 1996) ...................................................................................................157
Tab. 53 Geschwindigkeit der Regenwürmer an der Bodenoberfläche (EHRMANN 1996) ...............157
Tab. 54 Standortkundliche Parameter der Rohboden-Untersuchungsflächen in den Tagebauen
Kayna-Süd (KS) und Mücheln-Innenkippe (MI)....................................................................175
Tab. 55 Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Kayna-Süd 1
(KS 1); (Mittelwerte aus drei Aufnahmeflächen Vegetation je 25 m² sowie aus 5
Diasporenfallen mit je 456 cm²) ............................................................................................175
Tab. 56 Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Kayna-Süd 3
(KS 3); (Mittelwerte aus drei Aufnahmeflächen Vegetation je 25 m² sowie aus 5
Diasporenfallen mit je 456 cm²) ............................................................................................176
Tab. 57 Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Mücheln-
Innenkippe 1 (MI 1) ..............................................................................................................177
Tab. 58 Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Mücheln-
Innenkippe 2 (MI 2) ...............................................................................................................178
Tab. 59 Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Mücheln-
Innenkippe 3 (MI 3) ...............................................................................................................180
Tab. 60 Zusammensetzung der pflanzlichen Biomasse (g/m²)- Übersicht (2002) ............................191
Tab. 61 Anteil der abgestorbenen organischen Substanz an der Gesamtbiomasse verschieden
alter Standorte ......................................................................................................................191
Tab. 62 Trockenmasse, C t - und N t -Gehalt einzelner Biomassefraktionen von unterschiedlich
großen Ästen von Robinia pseudoacacia .............................................................................192
Tab. 63 Näherungsgleichungen zur Bestimmung der Biomasse einzelner Baumarten mit n = 9 .....193
Tab. 64 C t und N t - Gehalte einzelner Fraktionen von unterschiedlichen Gehölzarten ......................194
Tab. 65 Flächengrößen für die Biomassebestimmung ......................................................................194
Tab. 66 Biomassefraktionen ohne lebende Gehölze .........................................................................195
Tab. 67 Berechnungsgrundlagen für die Kryptogamenbiomasse......................................................195
Tab. 68 Wuchshöhen der "Ceratodon" - Gruppe auf verschiedenen Standorten..............................196
Tab. 69 Flächengrößen zur Ermittlung der Kryptogamendeckung ....................................................196
Tab. 70 Leguminosenanteil im Pflanzenbestand auf verschiedenen Standorten in Holzweißig-
West (Tagebau Goitsche) sowie im Tagebau Kayna-Süd....................................................197
Tab. 71 Bestandesbiomasse g/m² (oberirdisch) und jährlicher Streufall ...........................................199
Tab. 72 Umsatz der Laubstreu und beteiligte Baumarten ................................................................199
Tab. 73 Entwicklung von zwei Pflanzenbeständen nach einem Flächenbrand im Tagebau
Kayna-Süd ............................................................................................................................201
Tab. 74 Wesentliche Parameter, die C- und N- Vorräte (Angaben in kg/ha) im Boden
beeinflussen..........................................................................................................................201
Tab. 75 Übersicht über die durch Rasterkartierung erfassten Brutvogelarten...................................203
Tab. 76 Dominanzen (%) der häufigsten Brutvogelarten der Rasterkartierung.................................205
Tab. 77 Anzahl der erfassten Brutvogel-Reviere (Brutpaare) in den drei
Untersuchungsgebieten ........................................................................................................207
Tab. 78 Untersuchungsjahre zur Ermittlung der kurz- bis mittelfristigen Bestandsentwicklung
ausgewählter Amphibienarten und Tagebaugebiete innerhalb von
Sanierungstagebauen sowie Bestandstrend zwischen den angegebenen
Untersuchungsjahren............................................................................................................210
Tab. 79 Untersuchungsjahre zur Ermittlung der kurz- bis mittelfristigen Bestandsentwicklung
ausgewählter Amphibienarten und Tagebaugebiete innerhalb von Altbergbaugebieten
sowie Bestandstrend zwischen den angegebenen Untersuchungsjahren ...........................210
19

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 80 Übersichtstabelle der aktuell nachgewiesenen Amphibienarten in Golpa-Nord (Bereich
Radis-Greminer Graben), Kayna-Süd und auf der Mücheln-Innenkippe............................. 211
Tab. 81 Übersicht über die im Rahmen des FLB erfassten Heuschreckenarten.............................. 212
Tab. 82 Verteilung der Heuschreckenuntersuchungsflächen auf unterschiedliche
Biotoptypengruppen ............................................................................................................. 213
Tab. 83 Libellenarten der Untersuchungsgebiete (Übersicht)........................................................... 214
Tab. 84 Häufigkeitsklassen für die Fein-Rasterkartierung der Brutvögel.......................................... 215
Tab. 85 Differenzierung des Nachweisstatus bei Brutvogelkartierungen ......................................... 215
Tab. 86 Signifikante Korrelationen zwischen Brutvogelarten der Rasterkartierung und
abiotischen Parametern bzw. Biotoptypen (nach generalized linear models mit Hilfe
des Programms CANOCO).................................................................................................. 216
Tab. 87 Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich deren
Beschattungsgrades............................................................................................................. 223
Tab. 88 Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich der
emersen Vegetationsbedeckung.......................................................................................... 223
Tab. 89 Aufteilung aller nachgewiesenen Laichgewässer (nach FBM 1999) von Wechsel-,
Knoblauch- und Kreuzkröte, hinsichtlich des Fischbesatzes in den Gewässern................. 224
Tab. 90 Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich der
Konstanz der Wasserführung des Gewässers..................................................................... 225
Tab. 91 Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich der
Uferneigung.......................................................................................................................... 226
Tab. 92 Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich des
Deckungsgrades der submersen Vegetation....................................................................... 228
Tab. 93 Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich des pH-
Wertes .................................................................................................................................. 228
Tab. 94 Charakteristische Heuschrecken der Biotoptypengruppen der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts Legende: •= Stetigkeit > 50 %,
◦ = Stetigkeit zwischen 30 % und 60 %, • = Stetigkeit < 30 %; [Zahl] =
Untersuchungsflächen mit entsprechendem Artnachweis................................................... 230
Tab. 95 Präferenzen der Heuschreckenarten für unterschiedliche Tagebauregionen Sachsen-
Anhalts ................................................................................................................................. 234
Tab. 96 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen den Substrateigenschaften der 319
Untersuchungsflächen und dem Auftreten von Heuschreckenarten ................................... 235
Tab. 97 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen Bodeneigenschaften bzw. der
Bodenreaktion der 319 Untersuchungsflächen und dem Auftreten von
Heuschreckenarten .............................................................................................................. 236
Tab. 98 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen geomorphologischen Parametern der
319 Untersuchungsflächen und dem Auftreten von Heuschreckenarten ............................ 237
Tab. 99 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen Vegetations-Parametern der 319
Untersuchungsflächen und dem Auftreten von Heuschreckenarten ................................... 238
Tab. 100 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen Parametern der 319
Untersuchungsflächen und naturschutzfachlich relevanten Heuschreckenarten -
Auswahl praxisrelevante Habitatpräferenzen der beiden Zielarten Sphingonotus
caerulans und Oedipoda caerulescens (inklusive Literaturangaben zu
Mindestflächengrößen und Aktionsdistanzen) ..................................................................... 240
Tab. 101 Libellenarten mit Bevorzugung bestimmter Gewässertypen................................................ 242
Tab. 102 Libellenarten mit Mindestanspruch an die Ausdehnung der freien Wasserfläche............... 243
Tab. 103 Libellenarten mit höchster Stetigkeit des Auftretens (in %) bei kleinsten freien
Wasserflächen...................................................................................................................... 244
20

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
Tab. 104 Libellenarten mit deutlicher Bevorzugung von Temporärgewässern oder Gewässern
mit größeren temporären Bereichen.....................................................................................244
Tab. 105 Stetigkeit von Libellenarten an Stillgewässern (in %) in Abhängigkeit von der
Wassertrübung......................................................................................................................245
Tab. 106 Libellenarten mit deutlicher Bevorzugung von Gewässern mit strömendem Wasser ..........246
Tab. 107 Stetigkeit von Libellenarten an Stillgewässern (in %) in Abhängigkeit von der
Röhrichtausbildung ...............................................................................................................247
Tab. 108 Stetigkeit von Libellenarten an Stillgewässern (in %) in Abhängigkeit von der
Ausbildung der Schwimm- und Tauchvegetation .................................................................249
Tab. 109 Libellenarten mit Präferenz von Moor- und Sumpfinitialen...................................................250
Tab. 110 Libellenarten mit Bindung an vegetationsarme Flachufer oder Pionierflachgewässer.........251
Tab. 111 Stetigkeit von Libellenarten an Stillgewässern (in %) in Abhängigkeit von der
Umgebung.............................................................................................................................252
Tab. 112 Kleinsäugerfänge auf Haldengehölzen im Bereich des Geiseltales.....................................253
Tab. 113 Standörtliche Charakterisierung und Entwicklungsparameter der Versuchsflächen mit
frischem, diasporenreichen Mähgut......................................................................................260
Tab. 114 Übersicht über die Artenzahl und Anzahl Rote-Liste-Arten der durch Bodenfallen
erfassten Spinnen, Laufkäfer und Zikaden im Bereich der Flächen des
Mähgutversuches (FND 'Igelsberg', Tagebau bzw. Mücheln-Innenkippe) ...........................262
Tab. 115 Standörtliche Charakterisierung und Entwicklungsparameter der Versuchsflächen mit
Oberbodenschüttung ............................................................................................................264
Tab. 116 Zusammensetzung der Ansaatmischung mit Gewichtsanteilen, Diasporen/m² und
Zugehörigkeit zu den Artengruppen nach FRANK & KLOTZ (1990)....................................267
Tab. 117 Absolute Artenzahlen und Anteil blühender/fruchtender Arten auf den Kontroll-,
Mulchdecksaat- und Mähgutflächen auf der Blockanlage im Tagebau Roßbach im Juli
2002 getrennt nach Herkunft der Arten (Mähgut, Mulchdecksaat, Diasporenfall)................268
Tab. 118 Die Versuchsstandorte zur Röhrichtansiedlung....................................................................269
Tab. 119 Übersicht zu den Ansiedlungsmethoden ..............................................................................273
Tab. 120 Herkünfte der verwendeten Pflanzenarten ...........................................................................274
Tab. 121 Herkunft der geprüften Arten ................................................................................................276
Tab. 122 Phänologische Skala für Versuche mit gepflanzten oder angesäten Arten .........................276
Tab. 123 Wasserführung und pH - Werte in den angelegten Mulden .................................................277
Tab. 124 Veränderung der Zahl spontan auftretender Arten mit fortschreitender
Vegetationsentwicklung ........................................................................................................279
Tab. 125 Ergebnisse der Röhrichtinitialensetzung ..............................................................................279
Tab. 126 Zum Zeitpunkt der Pflanzung etablierter Pflanzenbestand auf G01.....................................280
Tab. 127 Substratparameter an den Standorten der Eriophorumpflanzung........................................281
Tab. 128 Entwicklung der Wuchshöhen bei Alnus glutinosa im Beobachtungszeitraum ....................283
Tab. 129 Röhrichtarten und Ansiedlungsmethoden bei verschiedenen Autoren ................................283
Tab. 130 Zeigerwerte der im Text erwähnten Gehölze nach ELLENBERG (1979) ............................286
Tab. 131 Wuchsleistung von Salix triandra auf verschiedenen Standorten ........................................286
Tab. 132 Bodenart und mittlere pH-Werte der Untersuchungsflächen................................................289
Tab.133 Übersicht über die Vegetationszusammensetzung auf den Flächen zu
Untersuchungsbeginn (Mittelwert über alle Flächen) ...........................................................289
Tab. 134 U-Test: Deckungsunterschiede zwischen 1996 (vor der Mahd) und den Folgejahren
1997 bis 2001 im Tagebau Goitsche ....................................................................................292
21

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 135 U-Test: Mittelwertsunterschiede zwischen 1996 (vor der Mahd) und den Folgejahren
1997 bis 2001 im Tagebau Goitsche ................................................................................... 292
Tab. 136 U-Test: Deckungsunterschiede zwischen 2000 (vor der Mahd) sowie den Folgejahren
2001 und 2002 im Tagebau Kayna-Süd .............................................................................. 293
Tab. 137 U-Test: Mittelwertsunterschiede zwischen dem Jahr 2000 (vor der Mahd) sowie den
Jahren 2001 und 2002 im Tagebau Kayna-Süd .................................................................. 293
Tab. 138 Deckung und Biomasse bei Gräsern und krautigen Arten................................................... 295
Tab. 139 U-Test: Deckungsunterschiede zwischen 2000 (vor der Mahd) sowie den Folgejahren
2001 und 2002 im Tagebau Roßbach.................................................................................. 297
Tab. 140 U-Test: Mittelwertsunterschiede zwischen dem Jahr 2000 (vor der Mahd) sowie den
Jahren 2001 und 2002 im Tagebau Roßbach ..................................................................... 297
Tab. 141 Stand der Entwicklung der Restlochflutung per 30.06.2002 in ausgewählten Räumen
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (Quelle: LMBV 2002) .............. 302
Tab. 142 Zu erwartende grundlegende Folgen des Grundwasserwiederanstiegs und der Flutung
in den Untersuchungsgebieten (Zusammenfassung) .......................................................... 306
Tab. 143 Wasserchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall) des
Flutungswassers in unmittelbarer Ufernähe (n = 15) – Holzweißig-West (Tagebau
Goitsche) 6.11.2001............................................................................................................. 310
Tab. 144 Wasserchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall) des
Flutungswassers in unmittelbarer Ufernähe (n = 15) – Geiseltal-Kayna-Süd -
7.11.2001 ............................................................................................................................. 310
Tab. 145 Kenngrößen der Redoxpotenzialänderung und Gehalte an Gesamt- sowie
heißwasserlöslichen Kohlenstoff für Substratblöcke von GW-G02 sowie GW-H01 bei
kontrollierter Flutung im Labor ............................................................................................. 312
Tab. 146 Bodenchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall, n = 9 - 15)
vor und nach der Überflutung – Holzweißig-West (Tagebau Goitsche) GW - G02 ............. 312
Tab. 147 Veränderung von pH und Eh(7) bei kontinuierlichem Wasseranstieg in 2 cm und
10 cm Bodentiefe– Standort KS-F15 – Calamagrostis-Flur Kayna-Süd.............................. 313
Tab. 148 Bodenchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall, n = 9 - 15)
vor und nach der Überflutung – Kayna-Süd KS-F02 ........................................................... 314
Tab. 149 Kenngrößen der Redoxpotenzialänderung und Gehalte an Gesamt- sowie
heißwasserlöslichen Kohlenstoff für Substratblöcke von kohlehaltigen Teilflächen der
zukünftigen Uferlinie in Mücheln-Innenkippe sowie Kayna-Süd bei kontrollierter
Flutung im Labor .................................................................................................................. 315
Tab. 150 Entwicklung der Röhrichtbestände im Bereich der Mücheln-Innenkippe............................. 317
Tab. 151 Entwicklung der Röhrichtbestände im Bereich des ehemaligen Tagebaus Kayna-Süd...... 319
Tab. 152 Bodenchemische Zustandsformen einzelner Elemente in Abhängigkeit vom der Höhe
des Redoxpotenzials............................................................................................................ 321
Tab. 153 Überflutungstoleranz ausgewählter Arten im Untersuchungsraum ..................................... 322
Tab. 154 Wuchsleistung von Rhizomgräsern bei Überstau ................................................................ 323
Tab. 155 Überstautoleranz ausgewählter Röhrichtarten..................................................................... 323
Tab. 156 Generative Entwicklung von Phragmites australis bei ansteigendem Wasserspiegel ........ 324
Tab. 157 Standortparameter der Untersuchungsflächen zum Wasseranstieg (Tagebaugebiet
Goitsche: NSG Paupitzscher See und Holzweißig-West; Muldenstein: NSG Schlauch
Burgkemnitz; Tagebau Kayna-Süd)..................................................................................... 325
Tab. 158 Anzahl der Dauerflächen und Messbrunnen für die verschiedenen Fragestellungen im
Zusammenhang mit dem aktuellen Wasseranstieg auf vier Versuchsstandorten
(Tagebaugebiet Goitsche: NSG Paupitzscher See und Holzweißig-West; Muldenstein:
NSG Schlauch Burgkemnitz; Tagebau Kayna-Süd). ........................................................... 326
22

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
Tab. 159 Auswirkungen des Wasseranstieges auf gefährdeten Amphibienarten ...............................334
Tab. 160 Einfluss der Flutung von Restseen auf ausgewählte gefährdete Libellenarten....................341
Tab. 161 Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen auf Gemenge aus Tertiärsand-
Quartärsand auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda/Goitsche, Alter ca. 30 Jahre,
n = 6 ......................................................................................................................................351
Tab. 162 Initiale Entwicklungsprozesse der Silbergras-Pionierfluren auf den Böschungen
Holzweißig-West (n = 4)........................................................................................................356
Tab. 163 Epipactis palustris-Standorte und geschätzte Anzahl der Triebe der Gesamt- bzw.
Metapopulation im Südraum (Stand August 2002)...............................................................361
Tab. 164 Untersuchte Standorte und Populationsgrößen (Individuen) der Ophioglossaceen in
der Tagebaufolgelandschaft (Stand 2001) ...........................................................................365
Tab. 165 Angaben zu den Standorten von Populationen von Botrychium lunaria ..............................375
Tab. 166 Pflanzensoziologische Einordnung der Aufnahmen am Standort von Botrychium
matricariifolium; Angaben zur Häufigkeit in Stetigkeitsklassen ............................................376
Tab. 167 Gefährdung und Entwicklungsprognose der aktuellen Knoblauchkrötenvorkommen in
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts..................................................382
Tab. 168 Gefährdung und Entwicklungsprognose der aktuellen Kreuzkrötenvorkommen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts........................................................384
Tab. 169 Gefährdung und Entwicklungsprognose der aktuellen Wechselkrötenvorkommen in
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts..................................................386
Tab. 170 Gefährdung und Entwicklungsprognose der aktuellen Moorfroschvorkommen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts........................................................389
Tab. 171 Grundlegende Stadien und Phasen der Landschaftsentwicklung in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (BFL) und Zuordnung der Untersuchungsgebiete .....407
Tab. 172 Dynamisches Zielartenkonzept des Naturschutzes in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts........................................................418
Tab. 173 Habitatspezifisches Zielartenkonzept für Amphibien und Libellen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts........................................................420
Tab. 174 Indikatorarten (Pflanzenarten) für verschiedene Entwicklungsstadien der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts........................................................421
Tab. 175 Berechnung des notwendigen Stichprobenumfanges für den Veränderungsnachweis
in Epipactis palustris-Populationen.......................................................................................422
Tab. 176 Notwendiger Stichprobenumfang für den Veränderungsnachweis auf der Ebene von
Populationen und auf der zönotischen Ebene am Beispiel des Sandtrockenrasens bei
Petersroda.............................................................................................................................422
Tab. 177 Artenzahlen der Tagebaue Kayna-Süd und Mücheln-Innenkippe........................................423
Tab. 178 Übersicht über das hierarchische Untersuchungskonzept ...................................................425
Tab. 179 Sigmeten (Vegetationskomplexe) der Sandtrockenrasen in der Goitsche...........................430
Tab. 180 Organisationsniveaus, Monitoringobjekte und –prozesse, Erfassungsmethoden und
Maßstabsebenen des naturschutzfachlichen Monitoring .....................................................434
Tab. 181 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für den Bereich 'Bachaue'
des Tagebaus Golpa-Nord....................................................................................................436
Tab. 182 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche im Restloch Golpa III ..............................................................................437
Tab. 183 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche des Sandtrockenrasens Petersroda (Goitsche) .....................................438
Tab. 184 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche im NSG Schlauch Burgkemnitz und angrenzende
Innenkippenbereiche (ehemaliger Tgb. Muldenstein) ..........................................................439
23

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 185 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche im Restloch Lochau (südöstliche Innenkippe)....................................... 440
Tab. 186 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche im NSG Asendorfer Kippe (Tagebau Amsdorf) ..................................... 440
Tab. 187 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche auf der Mücheln-Innenkippe (Geiseltal)................................................. 441
Tab. 188 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche im Restloch Kayna-Süd (Südteil)........................................................... 442
Tab. 189 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche im Restloch Roßbach ............................................................................ 443
Tab. 190 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche auf der Halde Blösien (Geiseltal)........................................................... 444
Tab. 191 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche auf der Halde Klobikau (Geiseltal)......................................................... 445
Tab. 192 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche auf der Halde Pfännerhall (Geiseltal) .................................................... 445
Tab. 193 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich
wertvolle Bereiche im NSG Nordfeld Jaucha und Erweiterungsflächen .............................. 446
Tab. 194 Bestehende und zukünftige Schutzgebiete in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
Sachsen-Anhalts .................................................................................................................. 451
Tab. 195 Vorschläge weiterer einzurichtender Schutzgebiete in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts ....................................................... 452
Tab. 196 Auswahl salz- und säuretoleranter Arten (nach ELLENBERG 1979) .................................. 454
24

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
II. DARSTELLUNG DER PROJEKTERGEBNISSE
1 Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
Die Untersuchungsflächen decken ein breites Spektrum an potenziellen Entwicklungsmöglichkeiten
ab, wobei sich mit Ausnahme der Geiseltalhalden (Blösen, Klobikau, Pfännerhall) alle Flächen
überwiegend über Spontansukzession begrünt haben. Die Auswahl der Untersuchungsgebiete
erfolgte in Abstimmung mit den Eigentümern (Lausitzer und Mitteldeutsche Bergbau-
Verwaltungsgesellschaft mbH Bitterfeld, BVVG Magdeburg, BVVG Halle, Bundesvermögensamt
Halle) und den zuständigen Forstämtern (Bundesforstamt Westsachsen) und Naturschutzbehörden
(RP Halle, RP Dessau, LAU Halle) nach folgenden Kriterien (Tab. 1).
Tab. 1 Kriterien bei der Auswahl der Dauerflächen in den einzelnen Untersuchungsgebieten
1. verschieden alte Sukzessions- und rekultivierte Flächen entlang ökologischer Gradienten:
A. mit spontaner Sukzession
B. mit initiierter Sukzession
C. mit herkömmlicher Rekultivierung
D. mit alten Aufforstungen oder Ansaaten, die anschließend sich selbst überlassen blieben und jetzt der
spontanen Sukzession unterliegen („Semisukzessionsflächen“)
2. Flächen mit aktuellem Grundwasseranstieg
3. Flächen mit hoher geomorphologischer Dynamik
4. Flächen mit schützenswerten Tieren, Pflanzen oder Biotopen
1. 2. 3. 4.
Braunkohlenrevier Geiseltal
Tagebau Mücheln, Halde Klobikau C,D X
Tagebau Mücheln, Innenkippe n bereich * A,B,C X X
Tagebau Mücheln, Westböschung Sü d feld
Halde Blösien A,D X
Halde Pfännerhall D X
Tagebau Kayna-Süd * A,C,D X X
Tagebau Roßbach A,B,C X
Braunkohlenrevier Gräfenhainichen - Bitterfeld - Delitzsch
Sandtrockenrasen bei Petersroda/ Goitsche * A X
Restloch Holzweißig - West/ Goitsche * A,B,C X X
NSG Paupitzsch/ Goitsche A X X
Halde 10/35, Bärenh o finsel, Tagesanlagen Pfeiler IIA/ Goitsche * A,C,D X
Sanierungsgebiet Bachaue/ Golpa - Nord * A,C X X
Golpa III A,C X
NSG Schlauch Bur g kemnitz/ Muldenstein A,C,D X X
Braunkohlenrevier Zeitz – Hohenmölsen
Domsen A,C X
Jaucha A,C X
Tagebauregio n Amsdorf
Amsdorf, NSG Asendorfer Kippe, Kippenbereich Wanzleben, Kippe
Stedten
B
A X X
*
Hauptuntersuchungsgebiete mit 100 m x 100 m Raster
Einige faunistische Untersuchungen (Libellen, Amphibien) erfolgten bei Bedarf auch außerhalb der
aufgeführten Untersuchungsgebiete (z.B. weitere Gewässer im Tagebau Goitsche).
Eine genaue Beschreibung der Hauptuntersuchungsgebiete erfolgt in Kapitel 2.1.
25

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Roßbach (1-23 J.)
Abb. 1:
Untersuchungsgebiete des FLB-Projektes
Untersuchungsansatz
Um Aussagen sowohl auf populationsbiologischer als auch auf landschaftsökologischer Ebene treffen
zu können, wurden ca. 2000 ha der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts auf
verschiedenen Hierarchieebenen untersucht. Insgesamt wurden ca. 1000 ha mit einem 100 m x
100 m Rasternetz überzogen. Weitere 1000 ha wurden weniger intensiv bearbeitet. Das Raster wurde
im Gelände mit beschrifteten Holzpflöcken vermarkt; es fungiert als Orientierungshilfe im Gelände und
ist Grundlage für unterschiedliche, flächendeckende Erhebungen:
• Biotoptypenkartierung nach dem erweiterten Biotoptypenschlüssel FBM (HEYDE et al. 1998) für
die Braunkohlebergbaufolgelandschaft im Maßstab 1:5000
• Geomorphologische Kartierung (geomorphologische Prozesse, Kleinreliefformen, Hangneigung,
Exposition)
• Boden/Substratkartierung mit 1 m Peilstangenbohrung (an jedem Rasterschnittpunkt), pH-Wert in
0 - 10 cm Tiefe
• Vogelkartierung (auf dem Großteil der Untersuchungsfläche)
• Scannerbefliegung, Satellitenaufnahmen (assoziiertes Projekt, Univ. Halle, Institut für Geographie)
Auf ca. 20 % der Rasterelemente (zufällige Auswahl) erfolgten detailliertere Untersuchungen in allen
Vegetationseinheiten mit Aufnahme von Biotoptyp, Geomorphologie, Boden/Substrat, Vegetation,
Heuschrecken.
Punktuell bzw. zu bestimmten Fragestellungen (z.B. Grundwasseranstieg) wurden in den
Untersuchungsgebieten zusätzlich folgende Daten erfasst:
• Amphibien, Libellen, Kleinsäuger
26

Forschungsansatz und Übersicht zu den Untersuchungsgebieten
• Laufkäfer, Spinnen, Zikaden, Asseln (Bodenfallen)
• Bodenzoologie (Collembolen, Regenwürmer, Milben)
• Bodenmikrobiologie, Bodenchemie; Wasserchemie und Redoxpotenziale
• Oberirdische Pflanzenbiomasse
Am Beispiel der Innenkippe in Mücheln (Abb. 2) wird die Vorgehensweise auf den unterschiedlichen
Hierarchie- und Maßstabsebenen dargestellt. Die einzelnen Themen sind im GIS miteinander
verknüpft. Für alle Untersuchungsgebiete werden durch die Martin-Luther-Universität Halle-
Wittenberg, Institut für Geographie (assoziiertes Projekt) Fernerkundungsdaten ausgewertet. Zur
Analyse der kleinteiligen Ausprägung von Substrat- und Vegetationseinheiten werden neben den
bereits erprobten Fernerkundungsdaten, wie z.B. SPOT, IRS/1D, Landsat7 ETM+ die räumlich
hochauflösenden Sensoren IKONOS (1 m Auflösung) und HRSC (0,25 m Auflösung) eingebunden.
Weiterhin kommen die hyperspektralen Flugzeugscanner CASI und HYMAP zum Einsatz.
Aufnahmeflächen in
ausgelosten Rasterelementen
100 m x 100 m Raster
Biotoptypen
Bodenformen
Risswerk
Maßstabsebenen
Vernetzungsprozesse
Biozönose
Biotop
Tagebauregion
Tagebaubereich
(Physiotop)
Tagebau
und Umland
Landschaftsverbund
1:100 bis
1:500
1:2.000 bis
1:5.000
1:5.000 bis
1:10.000
1:25.000
1:25.000 bis
1:50.000
1:100.000
und kleiner
Abb. 2
Unterschiedliche Hierarchieebenen innerhalb des FLB-Projektes am Beispiel von Mücheln-Innenkippe:
Risswerk, Bodenformen, Biotoptypen, 100 m x 100 m Raster und ausgeloste Rasterelemente mit
Aufnahmeflächen
27

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
2 Methoden und Untersuchungsumfang
2.1 Charakterisierung der Untersuchungsgebiete und bergbauliche Rahmenbedingungen
(Wolfgang Besch-Frotscher)
Für das Verständnis von Sukzessionsprozessen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft sind
Kenntnisse über die bergbaulichen Rahmenbedingungen und bergbauhistorischen
Entwicklungsprozesse von genereller Bedeutung. Es fällt allerdings schwer, gerade für kleinflächige
Testgebiete die ehemaligen Verhältnisse bis in das letzte Detail zu rekonstruieren. Nachfolgend sollen
die Grundzüge und wesentlichen Eckdaten übersichtsartig beschrieben und dargestellt werden.
Die Arbeiten im Forschungsverbund sind im Mitteldeutschen Braunkohlenfördergebiet angesiedelt und
konzentrieren sich hier wiederum auf zwei Reviere (Untersuchungsräume).
Zum einen handelt es sich um das Revier im Bereich von Gräfenhainichen-Bitterfeld-Delitzsch (im
Projekt als Nordraum bezeichnet). Die Schwerpunkte der Arbeiten liegen in den Tagebauen Goitsche,
Golpa-Nord und Muldenstein.
Zum anderen betrifft es das Geiseltalrevier (im Projekt als Südraum bezeichnet), wo die Forschungen
insbesondere in den Tagebauen Mücheln, Kayna-Süd und Roßbach sowie auf den Großhalden
Klobikau, Blösien und Pfännerhall angelegt sind.
2.1.1 Das Braunkohlenrevier Gräfenhainichen – Bitterfeld – Delitzsch
Das Bitterfelder Braunkohlenrevier stellt den zentralen Teil der mitteldeutschen
Braunkohlenlagerstätte dar. Die Kohleflöze sind im Eozän bis Untermiozän vor ca. 45 bis 23 Mio.
Jahren entstanden. Das Absinken der Erdoberfläche und das dadurch bedingte Ansteigen des
Grundwasserspiegels in dieser Zeit führte zur Entstehung großflächiger Torfmoore und Moorwälder.
Zunehmender Druck und Wärme setzten die biochemischen Inkohlungsprozesse in Gang. Immer
wieder kam es durch wechselnde Absenkungsgeschwindigkeiten auch zur Einschwemmung sowie
Ablagerung von sandigen und tonigen Substraten, infolge dessen mehrere Kohleflöze gebildet
wurden.
Über dem Bitterfelder Flözkomplex lagert ein tonig-schluffiger Decktonkomplex. Die abschließende
Schichtenfolge wird von den pleistozänen Ablagerungen der Elster-, Saale- und Weichselkaltzeit
gebildet. Sie bestehen aus Kiesen und Schottern der Terrassen, aus Schmelzwasserkiesen und –
sanden, aus Bändertonen und –schluffen sowie aus Geschiebemergeln und –lehmen. Im Holozän
haben die rezenten Flussläufe Auenlehme und –kiese als jüngste Sedimente abgelagert. Eine
schematische Übersicht der geologischen Verhältnisse zeigt Abb. 3.
Der Braunkohlenbergbau im Bitterfelder Revier ist etwa 200 Jahre alt. Bis ca. 1905 lagen die Gruben
und kleinen Tagebaue in folgenden Hauptabbaugebieten:
• Raum Bitterfeld: insbesondere bei Sandersdorf, Zscherndorf, Thalheim und um Bitterfeld;
• Raum Gräfenhainichen: insbesondere bei Möhlau und Zschornewitz;
• Dübener Heide: bei Gniest, Naundorf und Pannewitz.
Anfang des 20. Jahrhunderts wurden in diesen Räumen auch die ersten Großtagebaue
aufgeschlossen, die z.T. bis in die 50er Jahre in Betrieb waren. Dazu zählen u. a. die Tagebaue
Leopold und Theodor bei Holzweißig, der Tagebau Roberts Hoffnung bei Bergwitz (Bergwitzsee), die
Tagebaue Golpa I bis IV sowie Barbara bei Zschornewitz/Gräfenhainichen und die Tagebaue Ludwig,
Stakendorf, Pistor bzw. Freiheit bei Bitterfeld.
28

Methoden und Untersuchungsumfang
Abb. 3
Geologischer Schnitt (halbschematisch) durch das Bergbaurevier von Merseburg-Ost bis in den Raum
Bitterfeld (nach EISSMANN 1977/90; in: EISSMANN & LITT 1994)
Mit den 50er und 60er Jahren einsetzend wurde dann die Kohlegewinnung auf wenige
Hochleistungstagebaue konzentriert. In dieser Zeit förderten vor allem die Tagebaue „Goitsche“,
„Muldenstein“, „Holzweißig“ und „Golpa-Nord“.
Die letzte Phase von Neuaufschlüssen fand Ende der 70er Jahre und Anfang der 80er Jahre statt.
Dies betraf die Tagebaue „Delitzsch-SW“, „Breitenfeld“, „Köckern“, „Gröbern“ und „Rösa“.
1993 kam der Kohleabbau im Revier vollständig zum Erliegen.
Eine chronologische Übersicht der Gruben und Tagebaue im Revier um Gräfenhhainichen, Bitterfeld
und Delitzsch ist in Tab. 2 enthalten.
29

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 2
Chronologie des Betriebs der Gruben und Tagebaue im Gräfenhainicher-Bitterfelder-Delitzscher Revier (in:
BITTERFELDER BERGLEUTE e. V. 1998)
Lfd. Nr. Aufschluss Name Ende Gemarkung Bemerkung
1680 Dorf Möhlau „schwarze Erde“ gefunden – (Chronik v. Anhalt von 1703)
1785 Wolfener Bauern liefern an Salzsieder in Halle
1795 Pomselberg bei Bitterfeld Ersterwähnung
1804 Pomselberg 1. Versuch – Vogel
1837 Pomselberg 2. Versuch – Haubold
1 1839 „Auguste“ 1954 bei Bitterfeld am Pomselberg, ab 1948 Tagebau
„Freiheit III und IV“
2 1840 „Kohlgrube“ 1846 Retzau bei
Möhlau
3 1842 „Richard“ 1944 bei Sandersdorf ab 1847 mit „Nr. 62“
4 1842 „Wilhelmsgrube
Nr. 8“
1852 bei Hohenlubast
5 1845 „Johannes“ 1871 bei Wolfen auch „Nr. 6“, danach „Greppiner Werke“ –
1931
6 1846 „Nr. 9“ 1861 bei Möhlau
7 1847 „Nr. 62“ 1944 bei Sandersdorf mit „Richard“
8 1847 „Deutsche
Grube“
1934 bei Zscherndorf
9 1848 „Adelheit“ 1891 bei Zscherndorf 1851 mit „Auguste“
10 1850 „Nr. 79“ 1859 bei Greppin 1859 an „Johannes“
11 1856 „Luth. Linde“ 1936 bei Muldenstein Felder „314“, „230“, „232“
12 1858 „Vergißmeinnic
ht“
1910 bei Zscherndorf Feld „291“, erst 1860 i. Betr.
13 1870 „Antonie“ 1935 bei Sandersdorf 1916 mit „Marie“
14 1871 „Marie“ 1935 bei Sandersdorf 1916 mit „Antonie“
15 1872 „Louise“ 1944 bei Bitterfeld „Vereinigte Vergißmeinnicht“
16 1875 „Hermine“ 1941 bei Sandersdorf „Vereinigte Vergißmeinnicht und K.
Ferdinand“
17 1888 „Friedrich III“ 1908 bei Bitterfeld 1918 an Leopold
18 1888 „Golpa“ 1916 bei Zschornewitz
19 1897 „Erich“ 1937 bei Sandersdorf
20 1898 „Karl Ferd.“
West
1914 bei Sandersdorf
21 1901 „Möhlauer
Kohlenwerke“
1908 bei Möhlau
22 1903 „Elsa“ 1918 bei Thalheim 1918 zu „Hermine“
1905 „Gniest-Bergwitzer Braunkohlen AG“ – In diesem Gebiet der Dübener Heide wurde bereits seit
1850 der Abbau von Braunkohle betrieben.
23 1850 „Gute Hoffnung
218“
Mark Naundorf „Fuchssee“
24 „Gute Hoffnung
278“
25 „Gute Hoffnung
378“
26 1864 „Wüste Mark
462“
1892
1869
Alle drei Gruben
liegen territorial
auseinander.
jetzt „Königsee“
27 1871 „Theodora“ 1908 Rotta „Annensee“
28 1873 „Frederike 545“ 1905 Mark Pannewitz „Erichsee“
29 1875 „547“ 1915 Rotta
30 1875 „Marie“ 1876 Reuden
31 1889 „Gustav I“ 1892 Mark Naundorf
32 1892 „Helene II“ 1905 Mark Naundorf
33 1892
1946
„Friedrich IV–I“
„Friedrich IV–I“
1901
1948
Gniest
Gniest
34 1901 „Friedrich IV-II“ 1932 Gniest
Selbsthilfe Hausbrandkohle
35 1905 „Gustav II“ 1913 Mark Naundorf mit 3 Abbaufeldern
30

Methoden und Untersuchungsumfang
Lfd. Nr. Aufschluss Name Ende Gemarkung Bemerkung
36 1906 „Gertrud“ 1913 Mark Naundorf
37 1922 „Hanna“ 1931 Reuden
38 1907 „Karl Ferd.“ Ost 1920 bei Sandersdorf
39 1908 „Leopold“ 1962 bei Holzweißig ab 1945 Holzweißig-Ost
40 1908 „Theodor“ 1951 bei Holzweißig ab 1948 „Freiheit II“
41 1908 „Roberts
Hoffnung“
1955 bei Bergwitz Förderbrücke
42 1910 „Sachsenburg“ 1914 bei Zschornewitz 1914 gestundet
43 1916 „Golpa I“ 1957
44 1916 „Golpa III“ 1951
45 1921 „Ludwig“ 1928
46 1923 „Stakendorf“ 1943
47 1936 „Golpa II“ 1957 bei Zschornewitz
48 1936 „Edderitz“ 1957 bei Köthen BKW Leopold
49 1939 „Barbara“ 1945 bei Zschornewitz
50 1939 „Pistor“ 1954 bei Bitterfeld 1948 „Freiheit I“
51 1943 „Golpa IV“ 1956 bei Zschornewitz Tagebau Pöplitz
52 1943 „Thalheim“
West
53 1946 „Karl Ferd.“
Nord
1946 bei Sandersdorf
54* 1949 „Goitsche“ 1991 bei Bitterfeld
55* 1951 „Muldenstein“ 1975 bei Bitterfeld
56* 1959 „Holzweißig“
West
1951 bei Sandersdorf ab 1948 „H. Fahlke“
1980 bei Bitterfeld
57* 1962 „Golpa-Nord“ 1981 bei
Gräfenhainichen
58 1977 „Delitzsch-SW“ 1993 bei Delitzsch Förderung bis 1996
59 1982 „Breitenfeld“ 1992 bei Delitzsch
60 1984 „Köckern“ 1992 bei Bitterfeld
61 1984 „Gröbern“ 1993 bei
Gräfenhainichen
Förderung bis 1996
62 1984 „Rösa“ 1991 bei Bitterfeld Eigenbedarf für Tagesanlagen bis 1993
* Tagebaue mit Untersuchungsgebieten im Forschungsprojekt
31

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
2.1.2 Das Geiseltal
Territorial befindet sich das ca. 90 km² große Geiseltalrevier westlich der Kreisstadt Merseburg und
nimmt einen Großteil des mittleren und südlichen Landkreises Merseburg-Querfurt sowie einen
kleinen Zipfel des nördlichen Landkreises Weißenfels ein.
Die Grundzüge der Lagerstättenentwicklung lassen sich nach SCHWAB (1993) und
KNOCHENHAUER (1996) folgendermaßen charakterisieren. Die bis zu 120 m mächtige
Braunkohlenlagerstätte entstand im Grenzbereich des Merseburger Buntsandsteinsattels im
Nordosten und der Freyburg-Naumburger-Muschelkalkmulde im Südwesten. Entlang der während der
alpidischen Auffaltung geschaffenen Störungszonen und infolge aktiver Auslaugungserscheinungen
im unterlagernden Zechsteinsalinar kam es über mehrere Millionen Jahre zu allmählichen
Absenkungen. In diesen Senkungsräumen sedimentierten sich neben Sanden, Tonen und Schluffen
in ausgedehnten und mächtigen Sümpfen sowie Mooren auch organische Materialien, aus denen sich
mit dem Fortschreiten der Inkohlungsprozesse die Braunkohle bildete. Die Geiseltalsenke ist dabei in
mehrere, prätertiär angelegte Becken und Schwellen gegliedert (u.a. Müchelner Becken, Neumark
Hauptschwelle, Kaynaer Becken, Kaynaer Schwelle, Kayna-Süd Becken, Roßbacher Schwelle,
Roßbacher Becken).
In den kesselartigen Strukturen haben sich in fünf Hauptkohlebildungsphasen die mächtigen Flöze mit
entsprechend eingelagerten Zwischenmitteln gebildet (vgl. Abb. 4). Über den Kohleflözen lagerte eine
quartäre Deckschicht, die als Abraum abgetragen werden musste.
Nachfolgend wird die Abbauentwicklung der Tagebaue Mücheln, Kayna-Süd und Roßbach
beschrieben (MIBRAG 1992, MIBRAG 1993, KNOCHENHAUER 1996, FBM 1999). Tab. 3 fasst die
wesentlichen Daten übersichtsartig zusammen und Abb. 5 verdeutlicht die Lage der genannten
Abbaufelder.
Abb. 4 Geologischer Schnitt durch das Geiseltal (EISSMANN & LITT 1994; in: KRUMBIEGEL & SCHMIDT (1966),
vereinfacht)
Der Kohleabbau setzte im Geiseltal im 17. und 18. Jahrhundert im Raum Mücheln und Zöbigker mit
lokal begrenzten Gräbereien ein. Mitte des 19. Jahrhunderts wurden kleine Gruben und Tiefbaufelder
in den Randbereichen mit oberflächennah anstehender Kohle aufgesucht. Zwischen ,1861 und 1907
existierten 4 bis 7 Gruben. Relativ spät setzte im Geiseltal die groß-industrielle Entwicklung ein. Ab
1907 bis 1915 entstanden dann jedoch in kurzer Zeit mehrere, für die damalige Zeit große Tagebaue
(1907 Tagebau Cecilie, 1907 Tagebau Otto, 1911 Tagebau Leonhardt, 1912 Tagebau Pfännerhall,
1913 Tagebau Elise II). In dieser Phase bis in die 30er Jahre fällt auch die Verbringung der
Aufschlussmassen auf insgesamt 6 Großhalden mit 15 bis 75 m Höhe und einer Gesamtfläche von
ca. 5,53 km² (darunter die Halden Klobikau, Blösien und Pfännerhall).
32

Methoden und Untersuchungsumfang
Abb. 5 Lage der Tagebaue und Baufelder im Geiseltalrevier (in: INTERESSEN- UND FÖRDERVEREIN
„GEISELTALSEE“ e. V. 1998)
Ab 1949 wurden die Tagebaue Elisabeth und Elise II als Tagebau Mücheln weitergeführt. Die nach
1970 gebildeten Baufelder förderten wie folgt: Westfeld 1976 - 1990, Südfeld 1976 - 1993 und
Neumark-Nord 1979 - 1993. Die Tagebaue Cecilie (Betrieb bis 1945) und Leonhardt bildeten nach
1949 den Tagebau Neumark-West, der bis 1955 aktiv war. Der Tagebau Otto wurde 1949 in
Neumark-Süd umbenannt. 1927 begann die Kohleförderung im Tagebau Tannenberg, der ab 1949 bis
1955 als Tagebau Neumark-Ost in Betrieb war. 1960 erfolgte die Bildung des Tagebaus Braunsbedra
aus den Tagebauen Pfännerhall, Neumark-Süd und dem Ersatztagebau Geiselröhlitz. Die Förderung
lief hier bis 1969.
Tab. 3
Gruben und Tagebauentwicklung mit Betriebszeiten der Kohleförderung im Geiseltalrevier
(zusammengestellt nach: MIBRAG 1992, MIBRAG 1993, INTERESSEN- UND FÖRDERVEREIN „GEISELTALSEE“
e. V. 1994, STADT BRAUNSBEDRA & STADT MÜCHELN 1994)
Grube/
Tagebau
Tagebau
Pauline bei
Mücheln
Grube Nr.
377 – Emma
bei
Lützkendorf
Tagebau
Elisabeth bei
Mücheln
Erschließung/
Förderung
Auskohlung/
Stillegung
1834 1937
1860 1938
1907/08 1993
Fortführung/
Umbenennungen
ab 1949 Tagebau Mücheln
ab 1970 Baufelder Südfeld und
Westfeld I
1976-90 Westfeld II
1976-93 Weiterführung Südfeld
1979 - 93 Tagebau Neumark-Nord
Bemerkungen
Tief- und
Tagebau
Lage der
Untersuchungsgebiete
Tagebau
Mücheln
Westbösch
ung
Südfeld
33

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Grube/
Tagebau
Tagebau
Elise II bei
Mücheln
Tagebau
Cecilie bei
Lützkendorf
Tagebau
Leonhardt
bei Neumark
Grube Nr.
353 Otto bei
Körbisdorf
Tagebau
Pfännerhall
bei
Braunsbedra
Ersatztageba
u
Geiselröhlitz
Tagebau
Tannenberg
Tagebau
Beuna
Grube
Rheinland bei
Großkayna
Tagebau
Kayna-Süd
Grube
Gottessegen
Grube Nr.
352 bei
Roßbach
Grube Gute
Hoffnung bei
Roßbach
Grube
Gustav
Hasse
Erschließung/
Förderung
1912/13 1993
1907 1945
1910/11
Auskohlung/
Stillegung
1862 1952
1911 1969
1960 1969
Fortführung/
Umbenennungen
Bemerkungen
1949 - 1955 Tagebau Neumark-West Weiterführung
ab 1945 betrifft
Nordfeld des
Tagebaus
ab 1949 Tgb.
Neumark-Süd
ab 1960 Tgb.
Geiseltal –
Mitte I
ab 1960 Tgb.
Geiseltal –
Mitte II
1927 1955 ab 1949 Tagebau Neumark-Ost
1907/09 1952
1906/07 1965
1948 1972
1847 1925
nach Zusammenschwenken
Tagebau
Braunsbedra
ehem. Tagebaue Michel und Vesta
Tagebau Großkayna
ab 1950 - 60 Abbau Nordfeld
ab 1960 - 66 Abbau Südfeld
ab1966 - 72 Abbau Randfeld
Tief- und
Tagebau
Nachfolgetage
bau von
Großkayna
1970 - 78
Verspülung
von
Abraummassen
des Tgb.
Roßbach
1872 1906 Tiefbau
1911 1979
1920 1926
1911 - 34 Abbau Nordfeld Verkippung
1963 - 67 Weiterführung Nordfeldhalde
1971 - 74 Auskohlung
seit 1979
Abbau von Ton
im östl.
Restloch
Naherholungsgebiet
Lage der
Untersuchungsgebiete
Halde
Klobikau
Fläche
317 ha
Höhe max.
73 m
1905 bis
1964
Tagebau
Mücheln
Innenkippe
Halde
Pfännerhall
Fläche
75,3 ha
Höhe max.
47 m
bis 1960
Halde
Blösien
Fläche
67,6 ha
Höhe max.
59 m
bis 1935
Tagebau
Kayna-Süd
Tagebau
Roßbach
Der Tagebau Kayna-Süd wurde 1948 als Nachfolgetagebau von Großkayna aufgeschlossen und
begann 1950 mit der Kohleförderung im Nordfeld. Es folgte ab 1960 der Abbau des Südfeldes und ab
1966 des Randfeldes, welches 1972 ausgekohlt war. Über vier Spültische im südlichen Bereich der
Ostböschung und einen Spültisch im östlichen Teil der Nordböschung wurden ab 1970
34

Methoden und Untersuchungsumfang
Abraummassen aus dem Tagebau Roßbach verspült. Diese Massen bewirkten eine weitgehende
Anstützung der entsprechenden Böschungsbereiche. Im Bereich der Ostböschung kam es kurz vor
dem Erreichen der Baggerendstellung zu Rutschungen, so dass hier noch Restkohle vorhanden ist,
die entweder überkippt wurde oder unter Wasser liegt. Die Tagebaugröße beträgt ca. 600 ha, davon
macht das niveaugleiche Innenkippenmassiv im westlichen Tagebau etwa 160 ha aus.
2.1.3 Bergbauliche Rahmenbedingungen
Der Zustand und das Entwicklungspotenzial der Flächen in den Bergbaufolgelandschaften sind stark
abhängig von den bergbaulichen Rahmenbedingungen. Darunter soll der betriebliche Prozess von der
Erkundung und Abbauvorbereitung (z. B. Feldesentwässerung) über die Abraumbewältigung und
Kohleförderung bis hin zur Verkippung und abschließenden Sanierung (u. a. böschungssichernde
Maßnahmen, Rekultivierung und Landschaftspflege, Flutung) verstanden werden.
Je nach ökologischer Fragestellung sind Informationen beispielsweise über das Alter der Flächen,
über die aktuellen und zukünftigen Grundwasserstände oder auch über die durchgeführten bzw.
geplanten Meliorationsmaßnahmen von Bedeutung.
Im Rahmen des Forschungsverbundprojektes wurden die entsprechenden Angaben durch
umfangreiche, teilflächengenaue Recherchen in den Betriebsunterlagen der LMBVmbH und durch
Befragungen ermittelt. Einige Grundaussagen sind in der nachfolgenden Tab. 4 zusammengestellt.
35

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 4 Ausgewählte Angaben zu bergbaulichen Rahmenbedingungen in den Untersuchungsräumen/Untersuchungsgebieten (zusammengestellt nach Unterlagen der LMBVmbH)
Untersuchungsraum/
Untersuchungsgebiet
STR Petersroda
(Tgb. Goitsche)
Halde 1035
(Tgb. Goitsche)
Bärenhofinsel
(Tgb. Goitsche)
Tagesanlagen IIa
(Tgb. Goitsche)
RL Paupitzsch
(Tgb. Goitsche)
RL Holzweißig-West
Bauchaue
(Tgb. Golpa-Nord)
Tgb. Muldenstein
Tgb. Kayna-Süd
Südspitze
Tgb. Mücheln
Innenkippe
Tgb. Mücheln
Südfeld
Entstehungszeitraum
der Tagebaue
Verkippung 1970 bis ca.
1980 (Höhe ca. 81 m NN)
Verkippung bis 1961
(max. Höhe + 90 m NN)
gewachsenes Gelände
(max. Höhe +82 m NN)
gewachsenes Gelände
(max. Höhe + 83 m NN)
1963 bis 1971 Absperrung
1959 Aufschluss;
1980 Betriebsende
1962 Aufschluss;
1991 Betriebsende
1951 Aufschluss;
1975 Betriebsende
1948 Aufschluss;
1972 Betriebsende
1907 bis 1955
durchgeführte Sanierungsmassnahmen laufende bzw. geplante Sanierungsmassnahmen Quelle
tw. Aufforstung, überwiegend militärische
Nutzung
tw. Aufforstung, Böschungsabflachung und
Haldenanstützung in den Jahren 1997/98
Böschungsabflachungen bis 1999
Böschungsabflachungen in den Jahren 1994 bis
2000, Beräumungen, tw. Aufforstungen
Böschungsabflachungen der Südböschung
1994, tw. Ansaat
Kippeneinschnitt der Bachaue 1995 bis 1998,
Reliefgestaltung, Böschungsabflachung, tw.
Melioration, tw. Ansaat, tw. Aufforstung
Flutung des westl. gelegenen RL Innenkippenzufahrt auf
+ 77,8 m NN seit 1994 bis 2015
Wasseranstieg des nahegelegenen Bärenhofbereiches auf
+ 75 m NN bis ca. 2005
Wasseranstieg im Restloch Bärenhof auf + 75 m NN bis
ca. 2005
Wasseranstieg des nahegelegenen Bärenhofbereiches auf
+ 75 m NN bis ca. 2005
natürlicher Grundwasseranstieg auf + 77 m NN bis ca.
2013
LMBV 1999
LMBV 1999
LMBV 1999
LMBV 1999
LMBV o.J.
LMBV 1999
Flutung seit 1998 bis ca. 2015 auf + 78 m NN LMBV 1999
Landschaftspflege; Flutung des Hauptrestloches Golpa-
Nord seit 1998 bis 2001 auf + 78,6 m NN (bis ca. 2011
natürlicher Zufluss)
LMBV 1999
sanierter Altbergbau Flutung 1975 LMBV o. J.
Verkippung im Süden bis etwa 1967, 1970 bis
1978 Einspülung von Abraummassen, 1994/95
Böschungsabflachung, tw. Ansaat
Verkippung bis 1968, Abflachungen /
Anstützungen, tw. Ansaat, tw. Aufforstung
1907/08 bis 1993 Böschungsabflachungen seit 1994 bis 2000,
Ansaaten
Wasserstand z. Zt. ca. + 96 m NN, natürlicher
Grundwasseranstieg auf + 98 m NN bis 2011
Restarbeiten Böschungsabflachungen 2002/03,
Flutung ab 2002 bis ca. 2008 auf + 98 m NN
LMBV o. J.
LMBV 1999
LMBV 1999
Flutung ab 2002 bis ca. 2008 auf + 98 m NN LMBV 1999
Halde Klobikau 1905 bis 1964 Aufforstung, Abflachung der südlichen und grundwasserfern LMBV o. J.
östlichen Randböschungen 1998 bis 2002
Halde Pfännerhall 1911 bis 1960 Aufforstung grundwasserfern LMBV o. J.
Halde Blösien ca. 1927 bis 1935 tw. Aufforstung grundwasserfern LMBV o. J.
Braunkohlenrevier Geiseltal
Braunkohlennrevier Gräfenhainichen-Bitterfeld-
Delitzsch
Tgb. Roßbach-Süd 1911 bis 1979, ab 1979
Tonabbau im östl. RL
Böschungsabflachungen, Ansaaten durch Tonabbau Flutung nicht vor 2025, dann auf etwa +
120 m NN
LMBV o. J.
Auf Grund der spontanen Flutung infolge des Muldehochwassers 2002 wurde der Endwasserstand in den Untersuchungsgebieten Halde 10/35, Bärenhofinsel und Tagesanlagen IIa vorzeitig erreicht.
36

Methoden und Untersuchungsumfang
2.2 Geographisches Informationssystem (GIS) und Datenbanken
(Holger Goj)
Aufbauend auf den Erfahrungen des FBM-Projektes (FBM 1999), in dem Datenbestände für einen
Forschungsverbund in einem zentralen GIS erfasst, aufbereitet und verarbeitet wurden, erfolgte in
einem eigenständigen Teilprojekt die Realisierung eines GIS.
Das im Projektzeitraum entstandene GIS stellt eine Anpassung, Erweiterung und Fortschreibung des
Systems aus dem FBM-Projekt dar und ist insbesondere im Bereich der Schnittstellen zu
ArcInfo/ArcView weiterentwickelt worden. Es besitzt eine heterogene GIS-Arbeitsumgebung
(Workspace), die ein Arbeiten der einzelnen Projektpartner unabhängig vom zentralen GIS-System
erlaubt.
Das bedeutet z. B., dass jeder Projektpartner die Wahl hatte, im Rahmen der Dateneingabe mit
speziell entwickelten und programmierten Modulen zu arbeiten oder in vorhandenen und gewohnten
Strukturen wie Excel-Tabellen seine Datenerfassungen vorzunehmen. Alle erfassten Daten werden in
das zentrale GIS-System überführt, auf Redundanzen und Fehlerfreiheit untersucht.
Für Auswertungen stehen dem Anwender zwei Wege offen. Einerseits besteht die Möglichkeit,
anhand von Anfragen an das zentrale System Datenauswertungen direkt über den
Gesamtdatenbestand auszuführen. Andererseits hat er die Möglichkeit, Daten aus dem Bestand in
verschiedenen Formaten abzufordern, um selbständig in der ihm vertrauten Softwareumgebung
Analysen durchzuführen oder verschiedene Szenarien durchzuspielen (siehe Abb. 6).
Abb. 6
Schematische Darstellung der GIS-Arbeitsumgebung im FLB-Projekt
Eine solche offene GIS-Struktur bringt den Nachteil mit sich, dass der organisatorische Aufwand und
die Fehleranfälligkeit für die Eingaben in und Ausgaben aus dem zentralen System ansteigen. Durch
die Festlegung von Regeln für den Datenaustausch mit dem Zentralsystem und durch einen ständig
laufenden Abstimmungsprozess zwischen den Verbundpartnern konnten diese Einschränkungen aber
auf ein Minimum reduziert werden.
Erfolgt die Datenaufnahme und Auswertung in den Phasen der Geländearbeit unabhängig vom
zentralen GIS-System, können die Spezialisten schnell auf Ergebnisse reagieren und ihre
Untersuchungsmethoden anpassen.
Diese machen oftmals eine Änderung der Datenstruktur erforderlich, welche nun von ihnen selbst
vorgenommen werden kann. Eine Anpassung der Datenstruktur der Datenbank des GIS-Systems
erfolgt später vor der Datenübernahme in das Zentralsystem.
Ein weiterer Vorteil des heterogenen GIS-Workspace manifestiert sich in der Flexibilisierung der
Datenauswertung. Durch eine Übernahme der zentralen GIS-Daten in das jeweilige Auswertesystem
37

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
der einzelnen Projektpartner wird ihnen die Möglichkeit gegeben, verschiedene Szenarien mit den
komplexen Datenbeständen durchzuspielen, und sie erhalten dadurch eine direkte Sicht auf die
vorhandenen Datenbestände im GIS. Sie werden damit in die Lage versetzt, umfassende Abfragen zu
definieren und eigenständig bzw. mit dem zentralen GIS-System zu beantworten.
Die beschriebenen Vorteile der offenen Systemstruktur wiegen den Nachteil eines größeren
administrativen Aufwandes deutlich auf.
2.2.1 Aufbau und Funktion des GIS - Zentrales GIS-System
In einem geographischen Informationssystem werden Objekte der realen Welt erfasst, abgespeichert
und verwaltet. Ein Objekt wird durch Attribute beschrieben und besitzt einen geographischen Bezug.
Man spricht in diesem Fall von Geometrie- und Sachdaten des Objektes.
Moderne GIS-Systeme verwenden für die Speicherung der Geometrie- und Sachdaten relationale
bzw. objektrelationale Datenbankmanagementsysteme (RDBMS, ORDBMS) oder verwalten die
Geometriedaten im CAD-Format als Zeichnungsdatei und die Sachdaten in einem RDBMS.
Das zentrale GIS ist eine Kombination aus CAD-System und RDBMS. Als CAD-System werden die
Softwarekomponenten Microstation/MGE der Firmen Bentley/Intergraph verwendet, die Sachdaten
werden mit dem RDBMS Oracle verwaltet. Die Geometrie- und Sachdaten sind über einen Link
miteinander verbunden.
Für die Auswahl dieser Kombination gab es zwei Gründe. Erstens war es damit möglich, das System
aus dem FBM-Projekt weiter zu nutzen und fortzuschreiben, zweitens standen die benötigten
aktuellen topographischen Daten (Bergmännisches Risswerk der Bergbauunternehmen) für die
Untersuchungsräume nur im CAD-Format Microstation (DGN) zur Verfügung. Eine Nutzung dieser
Daten zur Herstellung von Kartengrundlagen konnte dadurch von Projektbeginn an sichergestellt
werden.
Das zentrale GIS erfüllt im Projekt folgende Aufgaben:
• Verwaltung aller Projektdaten;
• Import- und Exportfunktionen für den Daten-Input und Daten-Output;
• Abfrage- und Analysefunktionalitäten über den Gesamtdatenbestand;
• Erstellung/Bearbeitung aller Geometriedaten (Raster, Pflöcke, Biotope, Wasserstände,
Bodendaten) und deren Verknüpfung mit den Sachdaten;
• Erstellung von 3D-Modellen der Untersuchungsgebiete;
• Herstellung von Kartengrundlagen auf der Basis von topographischen Grundlagendaten
(Bergmännisches Risswerk, TK 100, TK 10, Orthophotos) und GIS-Datenbeständen (Raster,
Pflöcke);
• Herstellung von Bestands- und Ergebniskarten (Bodenkarten, Biotoptypen, Geomorphologie).
Um diese Funktionalitäten bereitzustellen, wurde die Standardsoftware Microstation/MGE/Oracle um
nachfolgende Feature erweitert.
1. Modul zur Generierung von Koordinaten und Bezeichnungen der abzusteckenden Raster und
Pflöcke
Das in Visual Basic programmierte Programm erzeugt zunächst die Datentabellen für die Pflöcke
und Raster nach definierten Vorgaben des Anfangspunktes und eines Abstandes. Anschließend
werden diese Daten genutzt, um spezielle Textdateien für die GPS-Vermessung zu erstellen.
2. Aufbau eines Datenbank-Frontends für Oracle mit Ms Access
Die Ms Access Datenbank, die über eine ODBC-Verbindung eine Verknüpfung auf alle Tabellen
des RDBMS Oracle besitzt, gewährleistet neben Export- und Importfunktionen von strukturierten
Daten (z.B. Excel, Textdateien u. a.) aus und nach Oracle auch abgesicherte Datenbankeingaben
über Eingabemasken durch Projektmitarbeiter, die keine spezielle Kenntnisse im Umgang mit
SQL-Datenbanken besitzen.
Sie stellt die Schnittstelle für die verschiedenen Eingabemodule der Verbundpartner und für die
Erweiterungen des zentralen GIS dar.
38

Methoden und Untersuchungsumfang
3. Modul Flächenjournal
Die in Visual Basic programmierte Erweiterung des Datenbank-Frontends stellt ein Datenformular
zur Verfügung, mit dem auf alle Flächen (Raster und Teilflächen) im GIS lesend und schreibend
zugegriffen werden kann.
Über drei Filter (Region, Tagebau, Art der Fläche) ist es möglich, die Auswahl der Flächen
einzuschränken. Der Zugriff auf eine Fläche kann über ihren Namen oder ihre ID (Mslink)
erfolgen.
Der Schalter "Microstation XY" ermöglicht eine direkte Kommunikation (über DDE –
DynamicDataExchange) mit der CAD-Software Microstation. Es wird auf eine in MDL
(MicrostationDevelopmentLanguage) programmierte Bibliothek zugegriffen, die den fehlenden
Rechtswert und Hochwert der ausgewählten Fläche zurückgibt, welche zur Laufzeit in die
Datenbank (Oracle) übernommen werden. Abb. 7 zeigt die Oberfläche des Flächenjournals.
Abb. 7
Dateneingabe – Flächenjournal (Beispieldatensatz)
4. Exportschnittstelle ArcInfo/ArcView (Shape-Format)
Um Daten aus dem zentralen GIS-System für Verbundpartner und Behörden in einem lesbaren
Format zur Verfügung zu stellen, war es notwendig, die Microstation-Dateien und die Oracle-
Daten ins Shape-Format zu überführen.
ArcView, das Desktop-GIS der Firma ESRI, beinhaltet für den Import von einfachen Microstation-
Dateien plus dem dazugehörenden Datenbank-Link den CAD-Reader. Dieses Erweiterungstool
löst allerdings nicht die Problematik der Inselpolygone.
Inselpolygone sind Flächen, die vollständig von einer anderen Fläche umschlossen werden. Beim
Datenimport nach ArcView entstehen Datenfehler. Das Inselpolygon verliert nach dem
Datenimport die eindeutige Zuordnung zur Datenbank. Die zu dieser Fläche gehörenden
Projektdaten können damit nicht mehr zugeordnet werden.
Aus diesem Grund wurde ein Avenue-Programm (Programmiersprache ArcView) entwickelt, das
Inselpolygone selbständig erkennt und die Fehler automatisch behebt.
Es steht im Projekt für einfache Geometrien (Linien, Polygone, Ellipsen) eine vollständige,
fehlerfreie Schnittstelle für den Export von Microstation-Dateien inklusive des Datenbank-Links in
das Shape-Format zur Verfügung.
2.2.2 Daten-Input
Unter Daten-Input soll im Folgenden die Dateneingabe der Projektdaten in Datenbanken bzw. andere
strukturierte Textformate wie Excel u. a. verstanden werden. Da alle Geometriedaten im zentralen GIS
erzeugt und verwaltet werden, beschränkt sich dieser Bereich auf die Erfassung der Sachdaten (Flora,
Fauna, abiotische Daten).
Für den Daten-Input in das zentrale GIS existieren drei Möglichkeiten:
• die direkte Dateneingabe über das Datenbank-Frontend oder Programmerweiterungen in das
zentrale GIS-System;
39

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
• Ms Access Module, die Eingabemasken für eine sichere Dateneingabe zur Verfügung stellen
und unabhängig vom zentralen GIS genutzt werden können;
• trukturierte Textdateien (Excel, Dbase).
Da alle Projektpartner auf Ms Access und Ms Excel als Standardsoftware zurückgreifen konnten,
kamen vor allem die beiden letzteren Möglichkeiten für die Dateneingabe zum Einsatz. Jeder
Projektpartner konnte auf dieser Basis direkt vor Ort seine Dateneingaben vornehmen. Auch die
Reaktionszeit auf erweiterte Anforderungen in der Datenstruktur wurde zum Teil erheblich verkürzt.
Für die benutzten Module wurde eine Hotline eingerichtet, so dass Erweiterungen von Listen oder das
Anfügen von Spalten vom jeweiligen Partner teilweise selbständig vorgenommen werden konnten.
Das Eingabemodul wurde als Ms Access 97 Datenbank entwickelt. Abb. 8 zeigt den Startbildschirm
des komplexen in Visual Basis programmierten Moduls. Ziel der Programmentwicklung war es, sowohl
dem Spezialisten als auch dem ungeübten Bearbeiter (studentische Hilfskraft, Büropersonal) eine
Oberfläche zur Verfügung zu stellen, die eine sichere, fehler- und redundanzfreie Dateneingabe
gewährleistet. Es gelang dadurch, den Aufwand für die Datenübernahme in das zentrale GIS zu
minimieren.
Abb. 8
Startbildschirm des Dateneingabemoduls
Besonderen Nutzen aus dieser Art, Daten für ein zentrales GIS aufzubereiten, zog die Hochschule
Anhalt in Bernburg. Durch die Einbeziehung studentischer Hilfskräfte in die Dateneingabe war eine
abgesicherte Oberfläche unabdingbar. Auch die Eigenschaft, dass eine Access-Datenbank auf jedem
Rechner, auf dem Ms Access installiert ist, eingesetzt werden kann, erwies sich als außerordentlich
hilfreich. So konnten die Dateneingaben an verschiedenen Arbeitsplätzen gleichzeitig vorgenommen
werden, ohne dass diese über ein Netzwerk verbunden sein mussten, um auf die gleiche Datenbank
zuzugreifen (siehe Abb. 9).
40

Methoden und Untersuchungsumfang
Abb. 9
Eingabemaske zur Erfassung der floristischen Grunddaten einer Teilfläche
Beispiele für integrierte Sicherheits- und Fehlerroutinen sind:
• Listenfelder (Region, Tagebau, Fläche u.a.), die nur Eingaben, die mit den Listendaten
übereinstimmen, erlauben;
• Funktionen, welche die Vollständigkeit von Eingaben abchecken, Warnmeldungen ausgeben und
die Speicherung eines unvollständigen Datensatzes verhindern (z.B. ist das Feld Bearbeiter
zwingend auszufüllen);
• Überprüfung, ob Dateneingaben zulässig sind (z.B. muss das Aufnahmedatum nach dem
Projektbeginn liegen, darf nicht größer als das Erfassungsdatum sein, darf der Wert für die
Deckung in % nicht größer 100 sein u. a.).
Ein weiteres Beispiel einer Eingabemaske im Modul für faunistische Datenaufnahmen zeigt Abb. 10.
Die Formulare im Dateneingabemodul sind ähnlich aufgebaut und unterscheiden sich kaum in der
Bedienung. Damit besteht für alle Verbundpartner die Möglichkeit, sich über den Datenbestand der
anderen Partner zu informieren.
41

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 10
Eingabemaske zur Erfassung der Heuschrecken
Die Datenübernahme aus dem Eingabemodul in das Datenbanksystem des zentralen GIS wird über
das Datenbank-Frontend realisiert.
Eine weitere Form der Datenaufbereitung bestand in der Nutzung von Programmen wie Excel, die
Daten in einer strukturierten, für Ms Access einlesbaren Konsistenz, aufbereiten.
Für diese, nicht direkt über das Datenbank-Frontend einzulesenden Datenstrukturen, wurden
Schnittstellen für die Datenübernahme entwickelt. Diese Programme übersetzen die Daten in die
Datenbankstrukturen und führen eine Fehlerkontrolle und –korrektur durch (vgl. Beispiel der Bodenund
Substrataufnahmen in Tab. 5).
Tab. 5
Ausschnitt von Datenaufnahmen der Boden- und Substrataufnahmen
lfd. Nr.
401 GB 5:0 RQn/rGG
-AB
Bodenform
Substrat
typ
oj-(k)s/f-
(k)l
Tiefe
[cm]
Schicht/
Horizont
Kalk
c
Humus
h
Kohle
k
Bohrnummer
Teilfläche
Bodensubtyp
Feinbodenart
1
35 joAh c0 h1 - Sl2
50 II raAh c0 h2 - Sl2
80 raGo-M c0 h0 - Lts
100 III raGo c0 h0 - Ls4
402 GB 5:1 RGG-AB f-u//f-l 15 Ah c0 h3 - Uls
Die im Rahmen der GIS-Arbeitsumgebung angebotenen Möglichkeiten des Daten-Inputs wurden von
den Projektpartnern unterschiedlich genutzt. Es galt jeweils einen Kompromiss zwischen dem
sicheren Umgang mit dem Datenbestand und möglichen Geschwindigkeitseinbußen zu finden und
gegeneinander abzuwägen. Tab. 6 fasst zusammen, wie die drei Varianten der Dateneingabe im
Projekt vom jeweiligen Verbundpartner eingesetzt wurden.
Tab. 6
Nutzung der verschiedenen Varianten der Dateneingabe
Direkte Eingabe ins
GIS
42
Hochschule
Anhalt (FH)
Bernburg
Oekokart MLU CUI
Dr. M. Altermann
Dr. O. Rosche
nein nein nein ja nein
Eingabemodule ja ja ja ja nein
Andere Formate nein ja Ja ja ja

Methoden und Untersuchungsumfang
2.2.3 Daten-Output
Der Daten-Output umfasst alle Ausgaben (Drucken, Abfragen, Datenexport u.a.), die aus dem
Datenbestand des zentralen GIS Microstation/MGE/Oracle generiert werden können. Auch dieser
Bereich der GIS-Arbeitsumgebung kann in 3 Teilbereiche (siehe Abb. 6) gegliedert werden.
Direkte Auswertungen sind Ausgaben, die ohne Exportfunktionen vom zentralen GIS erzeugt werden.
Dazu zählen:
• Plotten von Arbeits-, Bestands- und Ergebniskarten;
• Analysen des Sachdatenbestandes (Abfragen, Statistiken);
• GIS-Operationen mit dem Gesamtdatenbestand (Intersect, Union, Merge, Clip u.a.).
Diese Funktionalitäten standen allen Verbundpartnern über die gesamte Projektlaufzeit zur Verfügung.
Für alle Projektpartner bestand weiterhin die Möglichkeit, Daten in definierten Formaten aus dem
zentralen GIS abzufordern. Dafür wurden vorhandene Schnittstellen im zentralen GIS eingesetzt
(Ms Access nach Excel, Dbase oder Textformat) oder Datenschnittstellen entwickelt.
Die erweiterte Schnittstelle Microstation/MGE/Oracle nach ArcInfo/ArcView (Shape-Format) ermöglicht
die Übernahme des im zentralen GIS verfügbaren Gesamtdatenbestandes in ein externes GIS-
System wie ArcView. Damit liegen alle Projektdaten in zwei unterschiedlichen GIS-Formaten vor.
Daten im Format Microstation/MGE/Oracle können von den Bergbauunternehmen Mitteldeutschlands
direkt in ihre digitale Infrastruktur integriert werden.
Landesbehörden, Universitäten, Hoch- und Fachschulen bzw. viele Ingenieurbüros greifen auf das
weitverbreitete Shape-Format zu, da ArcInfo/ArcView von ESRI als Standard-GIS-System in den
Ländern Sachsen-Anhalt und Sachsen eingesetzt wird.
Ausführlichere und weitergehende Informationen zum GIS, zu den Datenbanken und den Daten sind
im 1. und 2. Zwischenbericht des Projektes enthalten (FLB 2000; FLB 2001).
43

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
2.3 Vermessung und Absteckung
(Wofgang Besch-Frotscher)
Für jedes Untersuchungsgebiet existiert ein ortsfestes Bezugssystem zur eindeutigen Zuordnung der
Datenerhebungen. Dieses Bezugssystem besteht zum einen aus Rastern verschiedener
Maschenweite (100 m x 100 m, 50 m x 50 m oder 25 m x 25 m), die mit Pflöcken im Gelände vermarkt
und beschriftet wurden sowie zum anderen aus einer Vielzahl an Teilflächen der Projektpartner
unterschiedlicher Form und Größe.
Diese Eckpunkte aller Raster und Teilflächen sind mittels eines im Rahmen des Projekes
angeschafften GPS (2-Frequenz Real-Time System GePosRM 24 der Fa. Hinkel GmbH & Co.KG) mit
einer Genauigkeit von max. 2 cm eingemessen worden. Alle dazugehörigen Koordinaten sind im
Geographischen Informationssystem abgelegt und bilden den Lagebezug der Untersuchungen.
Den Umfang der Vermessungsarbeiten gibt Tab. 7 wieder. In Anlage 2 sind die vermessenen Rasterund
Teilflächen kartographisch dargestellt.
Tab. 7 Eingemessene Raster- und Teilflächen in den Untersuchungsgebieten (Stand GIS: 05/2002)
Region/Tagebau
Goitsche
Anzahl Raster
Untersuchungsgebiet
Anzahl
Teilflächen
100 m x 100 m
50 m x 50 m
m x 25 m
25
Bärenhofinsel 12 28 28
Halde 10/35 76 68 80
Tagesanlagen IIa 20 75 52
STR Petersroda
765 212
RL Holzweißig-West
Muldenstein Tgb. Muldenstein 52 8
Golpa-Nord
Geiseltal
Bachaue Radis-
Gremminer-Graben
91 160 80
Tgb. Kayna-Süd 466 285 114
Tgb. Mücheln-
184 265
Innenkippe
Tgb. Mücheln-Südfeld 110
Halde Blösien 28 5
Halde Klobikau 129 6
Halde Pfännerhall 33 7
Tgb. Roßbach
1 Versuchsanlage
Summe 1966 1111 362
2.4 Geomorphologie
(Wofgang Besch-Frotscher)
Die geomorphologischen Bedingungen, insbesondere die Geländeformen und die reliefbildenden
Prozesse, sind wichtige Größen des abiotischen Standortfaktorenkomplexes.
Auf Grund der hohen Morphodynamik in Bergbaufolgelandschaften, die sowohl anthropogen
beeinflusst wird (z.B. durch Sanierungsmaßnahmen) als auch natürlich abläuft (spontane oder
gelenkte Sukzession), ändern sich die entsprechenden geomorphologischen Verhältnisse meist in
sehr kurzen Zeiträumen und oft grundlegend (FROTSCHER 1999; FLB 2002).
Damit verbunden sind direkte Auswirkungen beispielsweise auf die Bodenentwicklung, auf die Habitatund
Biotopausbildung aber auch auf die Ansiedlungsbedingungen für einzelne Pflanzen- und
Tierarten. Kleinräumig bedeutet das ebenso Veränderungen im lokalen Klima- und Wasserregime.
44

Methoden und Untersuchungsumfang
In sanierten und gefluteten Tagebauen nehmen die geomorphologischen Veränderungen an Intensität
und in ihrer flächenhaften Ausdehnung innerhalb weniger Jahre deutlich ab. Dagegen spielen sie als
Standortfaktor in unsanierten Bereichen, an bestimmten Extremstandorten (z.B. Brückenkippen) und
in den Anfangsstadien der nachbergbaulichen Sukzession (ca. die ersten 5 bis 10 Jahre) eine
entscheidende Rolle.
Im Rahmen des Forschungsverbundprojektes wurde versucht, die geomorphologischen Verhältnisse
in einigen Untersuchungsgebieten zu erfassen, um sie in die komplexen Auswertungen zur
Entwicklung und Prognose einzubeziehen. Da auf Grund des enormen Aufwandes eine
Realkartierung nicht durchführbar war, wurden ausgewählte geomorphologische Parameter auf
Rasterbasis ermittelt. In Tab. 8 sind die entsprechenden Parameter und Größenklassen
zusammengestellt.
Tab. 8
Auswahl geomorphologischer Parameter und Größenklassen
Reliefenergie 1
Klasse 1 2 3 4 5 6 7
max. Höhe [m] 0 – 2 > 2 – 5 > 5 – 10 > 10 – 15 > 15 – 20 > 20 – 25 > 25
Kleinreliefformen 2 und geomorphologische Prozesse 3
Klasse 1 2 3 4 5 6
Flächenanteil [%] 0 > 0 – 10 > 10 – 25 > 25 – 50 > 50 – 75 > 75 -
100
Anzahl (verbal) keine vereinzelt gering mittel hoch prägend
Hangneigung
Klasse 1 2 3 4 5 6 7 8
Neigung [°] 0 – 0,5 > 0,5 – 2 > 2 – 4 > 4 – 7 > 7 – 15 > 15 – 30 > 30
Beschreibung eben flach
geneigt
Exposition
Richtungsangaben
1
-
2 -
3 -
leicht
geneigt
mittel
geneigt
steilgeneigt
N, NO, O, SO, S, SW, W, NW, kleinräumig wechselnd, eben
sehr steil
geneigt
wandartig,
Abbrüche
wechselnd
Reliefenergie [m]: größter Höhenunterschied in einem Rasterelement (H max – H min )
Flächenanteil an Kleinreliefformen [%]: z.B. Erosionsrinnen, Senken, Abbrüche, Fahrspuren, Erdhaufen, Schwemmfächer
Flächenanteil an geomorphologischen Prozessen [%]: z.B. Auswehungen, Abspülungen, Rutschungen, Rinnenerosion,
Akkumulation
Die Kartierung wurde in den Untersuchungsgebieten Kayna-Süd, Mücheln-Innenkippe, Bärenhofinsel,
Tagesanlagen IIa, Halde 10/35 und Bachaue (Golpa-Nord) durchgeführt. Die Ergebnisse werden in
Kap. 3.1 vorgestellt (vgl. auch Anlage 5.1). In den Untersuchungsgebieten Mücheln-Innenkippe und
Bachaue (Golpa-Nord) fand eine Wiederholungskartierung zur Analyse des geomorphologischen
Landschaftswandels statt (vgl. Kap. 4.1.3.1).
2.5 Hydrologie
(Wofgang Besch-Frotscher)
Mit der bergbaulichen Inanspruchnahme sind großräumige Störungen und Veränderungen des
hydrologischen Regimes verbunden. Zu den gravierendsten Auswirkungen zählen die oft regionale
Dimensionen annehmende Absenkung des Grundwassers, die Kappung sowie Verlegung von
Vorflutern und die Beseitigung von Grundwasserleitern.
Eine für die Entwicklung und für den zukünftigen Charakter der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
entscheidende bergbauliche Sanierungsmaßnahme ist die Wiederherstellung eines sich selbst
regulierenden Wasserhaushaltes. Hinsichtlich des hydrologischen Regimes bedeutet das vor allem:
• die Entstehung von Tagebauseen durch Flutung der Restlöcher (möglich sind natürlicher
Grundwasserwiederanstieg, Flutung mit Fremdwasser oder die Kombination aus beiden);
45

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
• die Auffüllung der ehemaligen und im Zuge der Grundwasserabsenkung trockengefallenen
Grundwasserleiter im umgebenden Gebirge der Tagebaue;
• die Anbindung an das Vorflutsystem (LMBV 1995).
Diese Prozesse sind in allen Sanierungstagebauen Mitteldeutschlands entweder in vollem Gange
oder bereits abgeschlossen. Den derzeitigen Stand der Flutung und die weiteren zeitlichen Planungen
verdeutlicht Tab. 9.
Tab. 9 Zeitliche Entwicklung der Flutung in den untersuchten Tagebauen (in: LMBV 1999)
Tagebausee Flutungsbeginn Flutungsende
Wasserzuführung
aus:
Seewasserspiegel
(in m NN)
Holzweißig-West 1998 2014 keine +78,0
Paupitzsch 1994 2015 keine +77,0
Goitsche 1998 2002 Mulde +75,0
Muldenstein 1975 1976 Mulde +79,2
Golpa-Nord 1999 2002 Mulde +78,6
Geiseltal (Mücheln) 2002 2008 Saale +98,0
Kayna-Süd 1996 1999 Filterbrunnen +98,0
Roßbach nicht vor 2025
Im Forschungsverbund FLB wurden keine gesonderten hydrologischen Untersuchungen
vorgenommen. Dennoch sind die Flutungsabläufe im Hinblick auf die Entwicklung und Prognose der
Bergbaufolgelandschaften von entscheidender Bedeutung und fanden als Basisinformationen
entsprechende Berücksichtigung. So sind beispielsweise auf der Grundlage der 3D-fähigen
Risswerkdaten der LMBV digitale Geländemodelle aller betrachteten Sanierungstagebaue mit den
jeweiligen IST- und END-Wasserständen erstellt worden (siehe Anlage 5.2). Sie dienen u.a. zur
Orientierung über die zukünftige Land-Wasser-Verteilung oder auch über die Verbreitung potenzieller
Flachwasserzonen, Inseln, Steilufer etc..Darüber hinaus wurden bei Bedarf durch die LMBV auch
Daten der Grundwassermessstellen (Kippenpegel) zur Verfügung gestellt.
Gegenüber den meist gelösten Wassermengenproblemen treten immer mehr die
Gewässergütebetrachtungen in den Vordergrund (LMBV 1999). Über die limnologische Situation der
Tagebaugewässer, d.h. ökosystemare Untersuchungen zu Gewässerstrukturen, Stoff- und
Energiehaushalt, liegen noch relativ wenige Erkenntnisse vor. Einige grundlegende Merkmale, die
solche Gewässer aufweisen, sind in Tab. 10 zusammengestellt und besitzen auch für die im
Forschungsverbund mitbetrachteten Gewässer ihre Gültigkeit. Bedarfsweise wurde auch auf
Informationen aus limnologischen Gutachten zurückgegriffen (GKSS 1992, 1993, 1994, IFUA 1997,
UFZ 1996).
Tab. 10 Merkmale von Tagebaurestseen und eines natürlichen eutrophen Beispielsees (in: LMBV 1999)
Merkmal
Morphologie
biologisches Gleichgewicht
natürlicher eutropher
Beispielsee
flache Uferzonen, Epilimnion
oft größer als Hypolimnion
im Gleichgewicht mit relativ
geringen Schwankungen
Tagebausee
(Fremdwasserflutung)
Tagebausee
(Grundwasseraufgang)
steile Ufer, Hypolimnion größer als Epilimnion
Gleichgewicht ist erst im Entstehen
Artenvielfalt hoch gering sehr gering
pH um 7 niedrig, oft < 5 oft sehr niedrig < 4
Nährstoffkonzentration hoch mittel niedrig
Böschungserosion
unbedeutend, da flach und
Bewuchs
sehr groß
Nahrungskette komplex einfach ggf. sehr einfach
Zulauf
Sediment
Metallkonzentration
Oberflächenwasser mit
Temperatur = Seetemperatur
mächtige Sedimentschicht
niedrig
Grundwasser und
Oberflächenwasser
Grundwasser mit nahezu
konstanter Temperatur ca. 9°
C
Sediment in schnellen Entstehungsphasen (Eisen- und
Aluminiumausfällung)
hohe Eisen- und Aluminiumkonzentrationen
sehr hohe Eisen- und Aluminiumkonzentrationen
46

Methoden und Untersuchungsumfang
2.6 Boden/Substrat
(Manfred Altermann & Oliver Rosche)
2.6.1 Geländearbeiten
Die Geländearbeiten umfassten insgesamt ca. 2.300 Peilstangenbohrungen (bis 1 m Tiefe) mit
Profilansprache sowie Probennahme zur Laborbestimmung der pH-Werte im Oberboden.
Die Arbeiten wurden auf der Grundlage von Kartenmaterial, das vom Auftraggeber zur Verfügung
gestellt wurde, in folgenden ehemaligen Braunkohlentagebauen (Kippen, Halden, sonstige vom
Bergbau beanspruchte Flächen) durchgeführt:
• Kayna-Süd
• Mücheln-Innenkippe
• Halde Klobikau
• Mücheln-Südfeld
• Halde Blösien
• Halde Pfännerhall
• Goitsche, Bärenhofinsel
• Goitsche, Halde 10/35
• Goitsche, Tagesanlagen
• Goitsche, Petersroda (Sandtrockenrasen)
• Goitsche, Paupitzsch
• Golpa-Nord
• Muldenstein
Die Peilstangenbohrungen erfolgten zum Teil in einem vorgegebenen Raster und zum Teil auf
Kleinflächen (im Verbundprojekt als Teil- bzw. Sonderflächen bezeichnet), die sich innerhalb dieser
Raster befanden.
Die Rasterbohrungen wurden an vorher vom Auftraggeber eingemessenen und durch Pfähle
markierten Punkten durchgeführt. Diese bilden auf den zu untersuchenden Flächen ein Raster von
100 m x 100 m, welches teilweise durch ein 25 m x 25 m Raster unterlegt wurde.
Die Kleinflächen wurden ebenfalls vom Auftraggeber eingemessen. Je Fläche erfolgte eine Bohrung.
In den Fällen, in denen eine Fläche an einen zuvor abgebohrten Rasterpunkt grenzte, wurde auf eine
erneute Bebohrung der Fläche verzichtet.
Eine zusammenfassende Übersicht der Peilstangenbohrungen ist in Tab. 11 enthalten.
Die Bodenprofile der Peilstangenbohrungen wurden nach den Richtlinien der KA 4 aufgenommen
(Bodenkundliche Kartieranleitung: AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN 1994). Hierbei wurden
folgende Bodenparameter schicht- bzw. horizontbezogen erfasst:
• Carbonatgehalt des Bodens [M-%] (siehe Tab. 12)
• Humusgehalt des Bodens [M-%] (siehe Tab. 12)
• Kohlegehalt des Bodens [M-% Corg] (siehe Tab. 12)
• Feinbodenart
• Skelettgehalt des Bodens (Gehalt an Kiesen, Grusen, Steinen) [Vol-%] (siehe Tab. 12)
• Grundwasserstand im Boden oberhalb 1 m unter Flur [cm].
Aus diesen Parametern wurde der Bodensubtyp sowie der Substrattyp bestimmt, aus denen sich die
Bodenform zusammensetzt. Die Bodenformen der Rasterpunkte und Kleinflächen wiederum bilden die
Grundlage zur Ableitung der Kartiereinheiten für die später zu erstellenden Bodenkarten (vgl. Anlage
4.1).
47

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 11
Übersicht der Peilstangenbohrungen
Kippe
Raster
100 x100 m
bzw.
50 x 50m
Raster
25 x 25 m
Teilflächen
Abkürzung
Bohr-Nr.
Beginn
Bohr-Nr.
Ende
Anzahl
Bemerkung
Kayna-Süd
Goitsche,
Bärenhofinsel
Goitsche,
Halde 10/35
x x KS 1 278 278
x KS 1500 1553 54
x KS 2301 2409 109
x KS 2410 2421 12
x KS 3701 3779 79
x GB 401 471 71
x GH 501 566 66
x GH 580 591 12
x GH 1001 1112 112
x GH 2701 2726 26
x GH 2727 2742 15 2739 nicht
vergeben
x GT 601 753 153
Goitsche,
Tagesanlagen
x GN 801 985 185
Golpa-Nord
x GN 1201 1311 111
x GN 3201 3260 60
Muldenstein x MS 1401 1459 59
Mücheln-
x MI 1701 1973 273
Innenkippe x MI 2501 2649 149
Goitsche, x GS 2001 2220 220
STR x GS 2801 2928 128
Halde
x x PF-H 3001 3037 37
Pfänner-hall
Halde
x x BL-H 3101 3138 38
Blösien
Halde
x x KL-H 3601 3631 31
Klobikau
Mücheln-
x MS 3801 3804 4
Südfeld
Goitsche,
Paupitzsch
x GP 3901 3912 12
Gesamt 2294
Tab. 12
Klassenbezeichnungen und Klassenbreiten für Bodenparameter
Carbonatgehalt des Bodens
Klassenbezeichnung c0 c1 c2 c3.2 c3.3 c3.4 c4 c5 c6
Carbonat [M-%] 0 < 0,5 0,5 - 2 2 - 4 4 - 7 7 - 10 10 - 25 25 - 50 > 50
Humusgehalt des Bodens
Klassenbezeichnung h0 h1 h2 h3 h4 h5 h6 h7
Humus [M-%] 0 < 1 1 - 2 2 - 4 4 - 8 8 - 15 15 - 30 > 30
Kohlegehalt des Bodens
Klassenbezeichnung k1 k2 k3 k4 k5 k6
Kohle [M-%] < 0,5 0,5 - 2 2 - 5 5 - 15 15 - 30 > 30
Skelettgehalt des Bodens
Klassenbezeichnung G1 G2 G3 G4 G5 G6
Kies [Vol-%] < 2 2 - 10 10 - 25 25 - 50 50 - 75 > 75
Klassenbezeichnung Gr1 Gr2 Gr3 Gr4 Gr5 Gr6
Grus [Vol-%] < 2 2 - 10 10 - 25 25 - 50 50 - 75 > 75
48

Methoden und Untersuchungsumfang
Skelettgehalt des Bodens
Klassenbezeichnung X1 X2 X3 X4 X5 X6
Steine, eckig [Vol-%] < 2 2 - 10 10 - 25 25 - 50 50 - 75 > 75
Klassenbezeichnung O1 O2 O3 O4 O5 O6
Steine, rund [Vol-%] < 2 2 - 10 10 - 25 25 - 50 50 - 75 > 75
Als wesentlicher Einflussfaktor auf eine Reihe biotischer Faktoren des Untersuchungsgebietes wurde
der pH-Wert des Oberbodens bestimmt. Hierzu wurde parallel zu den Peilstangenbohrungen in einem
gesonderten Arbeitsgang in der Schicht von 0 - 10 (- 15) cm eine Bodenprobe mit Hilfe eines
Bodenstechzylinders entnommen. Der pH-Wert wurde anschließend im Labor (FH Bernburg bzw.
Institut für Bodenkunde, Martin-Luther-Universität in Halle) bestimmt (elektrometrische Messung in
0,01 mol CaCl 2 -Lösung (VDLUFA 1991)).
2.6.2 Dokumentation
Die Dokumentation der im Gelände für die Bohrpunkte bestimmten Bodeneigenschaften erfolgte in
Excel-Tabellen und wurde, zur besseren Nutzbarkeit der Daten, nach Access in eine datenbankfähige
Struktur übertragen (Anlage 3.2). Für die Bezeichnung der Bohrpunkte (Bohrnummer) wurde die
Bezeichnung des jeweiligen Rasterpunktes bzw. der jeweiligen Teil- oder Sonderfläche im
Kartenmaterial des Auftraggebers übernommen.
Die in den Tabellen enthaltenen Symbole zur Kennzeichnung der Böden fußen auf der in der KA 4
verwendeten Nomenklatur. Die verwendeten Symbole werden im Folgenden erläutert. Ein Verzeichnis
der in der Bohrdokumentation verwendeten Abkürzungen befindet sich in Anlage 3.1.
Symbole der Bodenformen
Die Symbole der Bodenformen setzen sich bei dem hier angewandten bodensystematischen Niveau
aus einem Symbol für den Bodensubtyp und einem Symbol für den Substrattyp zusammen.
Symbole für den Bodensubtyp
Die Symbole für den Bodensubtyp wurden aus der KA 4 entnommen. Folgende Symbole wurden zur
Kennzeichnung der im Untersuchungsgebiet vorkommenden Kipp-Böden verwendet:
- Terrestrische Böden (nicht grundwasserbeeinflusst) mit Grundwasseroberkante > 1 m unter
Geländeoberfläche:
OLn (Norm-)Lockersyrosem (Rohboden, nur initiale Humusakkumulation, lückig und bis
1 cm mächtig)
RQn (Norm-)Regosol (kalkfreier Boden mit Humusakkumulation > 2 cm Mächtigkeit)
RZn (Norm-)Pararendzina (kalkhaltiger Boden mit Humusakkumulation > 2 cm Mächtigkeit)
- Neben diesen (Norm-)Subtypen treten folgende Übergangssubtypen auf:
OL-RQ Lockersyrosem-Regosol (kalkfreier Boden mit Humusakkumulation von ca. 2
cm Mächtigkeit)
OL-RZ Lockersyrosem-Pararendzina (kalkfhaltiger (> 2 - 75 M% CaCO 3 ) Boden mit
Humusakkumulation von ca. 2 cm Mächtigkeit)
- Semiterrestrische (hydromorphe) Böden mit Grundwasseroberkante < 1 m unter
Geländeoberfläche
GGn Norm-Gley (Boden mit Oxydationsmerkmalen [Rostfleckung] innerhalb der oberen
40 cm des Bodenprofiles)
GGi Bleichgley (Gley in eisenfreien Substraten mit hydromorphen Merkmalen [Bleichung],
jedoch ohne Oxydationsmerkmale [Rostfleckung])
- Neben diesen Subtypen treten folgende Übergangssubtypen auf:
RQ-GG Regosol-Gley
RQ-GGi Regosol- Bleichgley
RZ-GG Pararendzina-Gley
GG-RQ Gley-Regosol
49

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
GGi-RQ Bleichgley-Regosol
GG-RZ Gley-Pararendzina
Zur Kennzeichnung von Kippsubstraten ohne Bodenbildung wurde folgendes, nicht in der KA 4
enthaltene Symbol (Arbeitssymbol) verwendet:
Kp Kippsubstrat ohne Humusakkumulation
Substratsymbole auf der substratsystematischen Ebene des Substrattyps
Die Substrate werden nach den Festlegungen der KA 4 nach verschiedenen Kriterien gebildet:
Genese, Substratzusammensetzung nach aggregierter Körnung (Skelettgehalt, Feinbodenart =
Gesamtbodenart) sowie nach weiteren lithogenen Angaben (z.B. hier: Carbonatgehalt, Kohlegehalt)
Das Substratsymbol setzt sich immer aus einer Kleinbuchstabenabfolge zusammen, die mit dem
Genesesymbol beginnt und gefolgt wird vom Symbol der Substratzusammensetzung (Skelettanteil,
aggregierte Bodenart durch die Angabe der Bodenartenhauptgruppe). Zum Beispiel bedeuten:
oj-(k)s kiesführender Kippsand.
Die ersten beiden Kleinbuchstaben symbolisieren die Genese des Substrats:
oj durch anthropogene Umlagerung von natürlichem Substrat gebildet, Silbe: Kipp-
In der Substratzusammensetzung (nach dem Bindestrich angegeben) wird der Skelettanteil > 2 Vol.-%
folgendermaßen symbolisiert:
k Dominanz von Kies
Die Skelettanteile sind folgendermaßen symbolisiert (Beispiele für Gesamtbodenarten):
l (ohne Angabe des Skeletts) < 2 Vol. % Skelett: Lehm
(k)l 2 - 25 Vol.%: kiesführender Lehm
ks > 25 - 50 Vol.-%: Kiessand
sk > 50 - 75 Vol.-%: Sandkies
k > 75 Vol.-%: Kies.
Der Feinboden eines Substrats ist auf der Ebene der Bodenartenhauptgruppe (nach KA 4)
angegeben. Es wird nach den Feinbodensubstraten s = Sand, l =Lehm, u = Schluff, t = Ton
unterschieden. Diese Feinbodensubstrate sind mit den Skelettangaben (= Gesamtbodenart) sowie
den Kalk- und Kohleangaben kombiniert.
Der Karbonatanteil (> 2 M% CaCO 3 ) wird durch das e zusätzlich angegeben: el bedeutet
Carbonatlehm (d.h. Lehm mit einem Carbonatgehalt von > 2 M% CaCO 3 ).
Bei Kippsubstraten erfolgt die Angabe des Kohleanteils (Symbol x differenziert nach dem C t - Gehalt)
folgendermaßen:
• x in Kombination mit einem nachgestellten Kleinbuchstaben (für die
Bodenartenhauptgruppe) bedeutet kohlehaltig: 2 - 15 % C org ; z.B. xs Kohlesand;
• x in Kombination mit einem vorangestellten Kleinbuchstaben (für die
Bodenartenhauptgruppe) bedeutet kohlehaltig: 15 - 30% C org ; z.B. sx Sandkohle;
• x ohne Kombination mit weiterem Kleinbuchstaben bedeutet Kohle: > 30 % C org ,Symbol x
Beispiele für eine Substratangabe:
oj-(k)xs kiesführender Kippkohlesand
oj-(k)eu kiesführender Kippcarbonatschluff
Die vertikale Substratabfolge wird bis zu einer Tiefe von 12 dm unter Flur folgendermaßen
differenziert und symbolisiert:
• Substrat < 3 dm mächtig über 2. Substrat: durch \ symbolisiert
• z.B.: oj-el\oj-(k)s: flacher Kippcarbonatlehm über kiesführendem Kippsand
• Substrat 3 -7 dm mächtig über 2. Substrat: durch/symbolisiert
• z.B.: oj-el/oj-(k)s: Kippcarbonatlehm über kiesführendem Kippsand
• Substrat > 7- < 12 dm mächtig über 2. Substrat: durch//symbolisiert
• z.B.: oj-el//oj-(k)s: Kippcarbonatlehm über tiefem kiesführenden Kippsand
• Substrat > 12 dm mächtig: unterlagerndes Substrat unterhalb 12 dm unter Flur wird nicht
angegeben:
• z.B.: oj-(k)s: kiesführender Kippsand
50

Methoden und Untersuchungsumfang
2.6.3 Kartenerstellung
Die Kartenerstellung umfasste die Herstellung von Manuskriptkarten der Bodenformengesellschaften
im Maßstab 1:5.000 (für Feinraster im Maßstab 1:1.000) für folgende Kippenstandorte bzw.
bergbaulich genutzte Standorte (vgl. Anlage 4.1):
• Kayna-Süd
• Mücheln-Innenkippe
• Goitsche, Bärenhofinsel
• Goitsche, Tagesanlagen
• Goitsche, Halde 10/35
• Goitsche, Petersroda (Sandtrockenrasen)
• Golpa-Nord.
Die Grundkarten, in denen Geländeumrisse und die Lage der Bohrpunkte enthalten sind, wurden im
entsprechenden Maßstab vom Auftraggeber zur Verfügung gestellt. Die Manuskriptkarten bildeten die
Grundlage für die vom Auftraggeber zu erstellenden digitalen Karten.
Die Vielfalt der Bodenformen – im Wesentlichen bedingt durch einen kleinflächigen Substratwechsel –
ist auf den Bodenkarten nicht darstellbar. Die Kartendarstellung kann somit nur die dominanten
Bodenformen innerhalb der Kartiereinheiten wiedergeben. Zur Bildung der Kartiereinheiten wurden die
für die Bohrpunkte ermittelten Substrattypen zu „aggregierten Substrattypen“ zusammengefasst,
welche gemeinsam mit den dominierenden Bodentypen „aggregierte Bodenformen“ bilden.
Diese Zusammenfassung erfolgte in folgenden Arbeitsschritten:
1. Aus der Excel-Datei der Bohrpunkte jeder einzelnen Kippe wurden die Bodenformsymbole
herausgefiltert.
2. Es erfolgte eine erste Sortierung nach den Substrattypen.
3. Danach wurden die Substrate der obersten (ersten) Schicht zusammengefasst. Dabei wurden
Skelettgehalt, Carbonatgehalt, Kohlegehalt, Feinbodenart als Kriterien herangezogen.
Zusammenfassungen erfolgten nach der Substrat-Ähnlichkeit (z.B. wurden verschiedene Stufen
des Kohlegehalts und des Kiesgehalts zusammengefasst).
4. Eine weitere Zusammenfassung erfolgte nach dem Substrat der zweiten Schicht unter
Berücksichtigung der unter 3. genannten Kriterien.
5. Waren mehr als zwei Schichten ausgewiesen, wurde zu zwei Schichten aggregiert. Die
Mächtigkeitsstufen \ / // für die obere Schicht werden dabei nicht berücksichtigt, sondern
Überlagerungen wurden einheitlich mit dem Symbol / ausgedrückt.
6. Für die so gekennzeichneten aggregierten Substrattypen wurden (idealisierte) Symbole gebildet.
7. Unter Hinzunahme der auf den aggregierten Substrattypen dominierenden Bodensubtypen
wurden aggregierte Bodenformen gebildet.
Zur Abgrenzung der Kartierungseinheiten wurden den Bohrpunkten die jeweils zutreffenden
aggregierten Bodenformen zugeordnet. Die Abgrenzung (Umgrenzung der Kartierungseinheit) erfolgte
nach der Verbreitung der einzelnen aggregierten Bodenformen (diese werden dann zu
Leitbodenformen) oder von mehreren aggregierten Bodenformen (diese werden dann zu einer
Leitbodenformengesellschaft) in einer ausgrenzbaren Fläche.
Eine aggregierte Bodenform kann somit - in Abhängigkeit von der flächenmäßigen Verbreitung und
des Vorkommens – Leitbodenform für Kartierungseinheiten sein. Andererseits können mehrere
aggregierte Bodenformen Leitbodenformen einer Bodengesellschaft (Kartierungseinheit) sein.
Die Anteile der Leitbodenformen innerhalb einer Kartierungseinheit mit mehreren Leitbodenformen
werden sprachlich folgendermaßen ausgedrückt:
• Leitbodenform 1 und Leitbodenform 2: Anteile beider Leitbodenformen betragen > 33 – 66 %
(quasi 50:50);
• Leitbodenform 1 mit Leitbodenform 2: Anteile einer Leitbodenform > 66 % und einer weiteren
Leitbodenform > 20 - < 33 %.
51

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
In den Kartierungseinheiten kommen neben Leitbodenform(en) auch Begleitbodenformen
(Flächenanteil < 20 %) vor, deren Aufbau und Anteile aus der Excel-Datei der Bohrpunkte
hervorgehen. Auf deren gesonderte Angabe in den Legenden zu den Karten der Bodengesellschaften
wird aus Gründen des Umfanges und der Übersichtlichkeit verzichtet.
Die Farben und Schraffuren der Kartiereinheiten sind nach der Substratzusammensetzung festgelegt
und differenziert. Eine Übersicht der verwendeten Farben und Schraffuren und der dadurch
dargestellten Substrateigenschaften ist in Anlage 4.3 enthalten. Durch die Kombination der Farben
und Schraffurraster konnten nur die wichtigsten Substrateigenschaften wiedergegeben werden. Bei
gleichen graphischen Substratsymbolen auf Karten unterschiedlicher Untersuchungsgebiete sind
daher die dargestellten Substrate in ihren Haupteigenschaften zwar ähnlich, aber nicht immer
identisch. Ergänzende Informationen zum Substrat liefern die verbalen Erläuterungen der
Kartenlegenden (Kurzlegenden) sowie die ausführlichen Legenden im vorliegenden Endbericht
(Anlage 4.1).
2.7 Biotopkartierung
(Jörg Huth, Hans-Markus Oelerich & Michael Reuter)
Die Biotopkartierung erfolgte nach dem im Forschungsverbund Braunkohlentagebaulandschaften
Mitteldeutschland entwickelten und aktualisierten Biotoptypenschlüssel (HEYDE et al. 1998). Alle
Flächen, die mit einem 100 m x 100 m Raster bedeckt sind, wurden im Maßstab von 1:5.000 kartiert.
Auf den 25 m x 25 m Rasterelementen erfolgte zusätzlich eine feinere Kartierung im Maßstab 1:2.000.
Jedes abgegrenzte Biotop erhielt eine individuelle Nummer, der jeweils ein Code des
Biotoptypenschlüssels zugeordnet wurde. Wichtige Zusatzinformationen, die sich mit Hilfe des Codes
nicht verschlüsseln lassen, wurden als Bemerkung ergänzt.
52

Methoden und Untersuchungsumfang
2.8 Flora/Vegetation
(Anita Kirmer & Sabine Tischew)
Mittels eines Zufallsgenerators wurden 20 % der Rasterelemente ausgelost. In diesen
Rasterelementen wurden in allen abgrenzbaren Vegetationseinheiten in homogenen Bereichen
repräsentative Teilflächen von maximal 20 m x 20 m Größe möglichst in die Nähe der Rasterelement-
Schnittpunkte gelegt (Abb. 11) und die Vegetation mit einer abgewandelten Wilmanns-Skala
(WILMANNS 1989) aufgenommen (Tab. 13).
100 m
Initialgesellschaft
20 m
B
Bohrstockprofil
bis 1 m Tiefe
20 m
100 m
Rasterelement
KS 18-07
20 m
A
20 m
Dichte
Calamagrostis-Flur
10 m
10 m
C
Lückige Gras-
Kraut-Flur
Teilfläche
Abb. 11
Methode der Flächenauswahl für die Aufnahme der ausgelosten Rasterelemente (RE)
Zusätzlich wurden auf allen Teilflächen folgende Parameter erfasst:
• Baumschicht (B1): > 3 m Höhe; wenn nur eine Baumschicht, dann immer B1
• Baumschicht (B2): bei geschichteten Beständen, > 3 m Höhe
• Strauchschicht (S): > 0.5 bis 3 m Höhe
• Gehölzjungwuchs (GJ): bis 0.5 m Höhe
• Krautschicht (K)
• Höhe der Krautschicht (HK): durchschnittliche Bestandeshöhe
• Moose und Flechten (MF)
• Totholz (T)
• Laubstreu (LSt): liegendes, totes Laub
• Krautstreu (KSt): liegende, tote Biomasse (außer Laub)
• vegetationsfrei (VF): nicht besiedelte Fläche (inklusive Algen und Steine)
• Wasser (W): offene Wasserfläche
• Biotoptyp nach dem erweiterten Biotoptypenschlüssel FBM (HEYDE et al. 1998)
• Anteil geomorphologischer Prozesse
• Anteil Kleinreliefformen
• Hangneigung
• Exposition
53

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Zu jeder Vegetationsaufnahme wurde mittels Peilstangenbohrung eine Boden/Substratansprache bis
zu einer Tiefe von 1 m durchgeführt.
Die Nomenklatur der höheren Pflanzen richtet sich nach WISSKIRCHEN & HAEUPLER (1998).
Tab. 13
Abgewandelte Wilmanns-Skala für Vegetationsaufnahmen
Deckungsklasse von – bis [%] Mittelwert [%] Klasse
r > 0 - 0,01 0,005 1
+r > 0,01 - 0,1 0,05 2
+ > 0,1 - 1 0,55 3
1 > 1 - 5 2,5 4
2a 5 - 15 10 5
2b 16 - 25 20,5 6
3 26 - 50 37,5 7
4 51 - 75 62,5 8
5 76 - 100 87,5 9
Allgemein wurden Vegetationsaufnahmen in der Regel auf 5 m x 5 m (Offenlandstandorte) bzw. auf
10 m x 10 m (Gehölzstandorte) großen Flächen durchgeführt. Die Schätzung der Vegetationsbedeckung
erfolgte:
• prozentgenau auf allen 1 m x 1 m und 2 m x 2 m großen Flächen;
• prozentgenau auf allen 5 m x 5 m Flächen für folgende Fragestellungen: Vegetationsveränderungen
durch Wasseranstieg, Land-Reitgras (Calamagrostis epigejos) -
Mahdexperimente, Versuche zur Beschleunigung der Vegetationsentwicklung
(Initialensetzungen);
• mit der abgewandelten Wilmanns-Skala (WILMANNS 1989) für alle weiteren Vegetationsaufnahmen
(Tab. 13).
54

Methoden und Untersuchungsumfang
2.9 Fauna
(Jörg Huth, Hans-Markus Oelerich & Michael Reuter)
Tab. 14 gibt einen Überblick über Art und Umfang der im Rahmen des FLB durchgeführten
zoologischen Erhebungen.
Tab. 14
Übersicht über die zoologischen Erhebungen im Rahmen des FLB
Legende: BF = Bodenfallen, SF = Schlagfallen, RK = Rasterkartierung, SD = Siedlungsdichteuntersuchungen, PF =
Erfassung auf ausgesuchten Probeflächen, PF(R) = Erfassung auf Probeflächen in ausgelosten Rastern, A =
Erfassung ausgewählter Arten
Tagebau,
Untersuchungsgebiet
Kleinsäuger
Vögel
Amphibien
Laufkäfer
Heuschrecken
Libellen
Spinnen, Zikaden
Amsdorf A PF
Goitsche Gesamtgebiet A PF
Goitsche (Holzweißig-West) A BF PF
Goitsche (Sandtrockenrasen) RK PF(R)
Golpa-Nord (Bachaue) RK PF BF PF(R) PF BF
Halde Blösien SF SD BF
Halde Pfännerhall SF SD BF
Kayna-Süd RK PF BF PF(R)
Mücheln-Innenkippe RK PF BF PF(R) PF BF
Muldenstein SD A A PF
Roßbach
A
2.9.1 Kleinsäuger
Zur Erfassung der Kleinsäugerfauna wurden je untersuchter Forstfläche 16 x 4 handelsübliche
Schlagfallen verwendet. Als Köder dienten vor allem Käse, aber auch Brot und Nüsse. Die Fallen
wurden während zweier Fangperioden (Frühjahr und Herbst) vier Nächte lang gestellt, wobei an
jedem der vier Morgen Kontrollen stattfanden. Die Fallen wurden auf einem gedachten Gitternetz
(4 x 4 Gitterpunkte mit einem Abstand von je 10 m) mit je vier Fallen pro Gitternetzpunkt aufgestellt.
2.9.2 Brutvögel
Auf ausgewählten Probeflächen wurden in zwei aufeinanderfolgenden Jahren (2000, 2001)
Siedlungsdichteuntersuchungen, d.h. punktgenaue Revierkartierungen aller vorkommenden
Brutvogelarten durchgeführt. Die angewandte Methodik basiert auf den Empfehlungen von
DORNBUSCH et al. (1968), des IBBC (1972) und von GNIELKA (1990). Folgende
Untersuchungsflächen wurden bearbeitet:
• ehemaliger Tagebau Muldenstein (u.a. NSG Schlauch Burgkemnitz);
wasseranstiegsgeprägter Innenkippenbereich mit Feuchtgebietskomplex und strukturreichem
Halboffenland,
• Halde Blösien (Geiseltal); strukturreiche alte Halde mit Biotopkomplex aus alten Forsten,
Vorwäldern und Offenland,
• Halde Pfännerhall (Geiseltal); alte, strukturreiche Haldenforste ohne Nutzung im Hangbereich,
Haldenforste mit Nutzung und Vorwaldbereiche auf dem Haldeplateau.
Im Zeitraum von Anfang April bis Anfang Juli wurden in den Untersuchungsflächen 6
Gesangsbegehungen von den frühen Morgenstunden bis zum Vormittag vorgenommen.
55

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Zusätzlich erfolgten Nachtbegehungen und weitere zeitaufwändigere Beobachtungen zur
Lokalisierung der Reviere bestimmter Vogelarten. Die Flächen wurden bei unterschiedlicher
Routenführung durchschritten bzw. umlaufen. Sensible Bereiche mit störempfindlichen Arten (z.B.
Röhrichte) wurden nur durch Verhören und Beobachten von außen erfasst. Um den Einfluss des
Wetters möglichst gering zu halten, wurde an Tagen mit starkem Wind oder kräftigen Regenfällen
grundsätzlich auf Kontrollgänge verzichtet.
Bei jeder Kontrolle erfolgte eine Kartierung von Brutrevieren in entsprechende Tageskarten auf Grund
des revierkennzeichnenden Gesangs der Männchen sowie weiterer Anzeichen, die auf eine
erfolgreiche Brut oder ein Revier hinweisen (z.B. Nestfund, Beobachtung von Altvögeln mit Futter oder
Nistmaterial, Revierverteidigungsverhalten, revierkennzeichnende Instrumentallaute). Die Tageskarten
wurden zu einer Brutrevier-Saisonkarte zusammengestellt, wobei der zweimalige Nachweis
reviermarkierender Merkmale einer Art im Abstand von mindestens einer Woche in einem engeren
Bereich (erfahrungsgemäß von Art zu Art unterschiedlich; unter Berücksichtigung des oft weit in die
Brutzeit hineinreichenden Durchzuges) zur Festlegung eines „Papierreviers“ genügt (GNIELKA 1990).
Die Reviere auf der Kontrollflächengrenze wurden entsprechend der Empfehlung von SCHERNER
(1981) konsequent als halbe Reviere in die Berechnungen einbezogen.
2.9.3 Amphibien
Als Grundlage für ein langfristiges Monitoring wurden in ausgewählten Gebieten/Gewässern der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (siehe Tab. 16) der gesamte Amphibienbestand,
z.T. erstmalig (im Herbst 1999 neu angelegte Gewässer im Bereich Radis-Gremminer Graben im
Tagebau Golpa-Nord) erfasst.
Um Aussagen über die kurz- (bis mittelfristige) Bestandsentwicklung insbesondere naturschutzfachlich
bedeutsamer, ausgewählter Amphibienarten (Knoblauch-, Kreuz-, Wechselkröte, Laub- und
Moorfrosch), unter dem Einfluss von Sanierung, Sukzession oder Wasserwiederanstieg treffen zu
können, wurden aktuell (2000/2001) in ausgewählten Gewässern verschiedener Tagebaugebiete
(siehe Tab. 16) mit Lebensräumen unterschiedlich weit fortgeschrittener Sukzessionsstadien
(Sanierungs- und Altbergbaugebiete) die Erfassung der genannten Amphibienarten von FBM (1999)
(Untersuchungsjahre 1996/97) bzw. älterer Untersuchungen von Ökoplan aus der Goitsche
(Untersuchungsjahr 1994) wiederholt.
Die Gewässer wurden zur Fortpflanzungszeit der verschiedenen Amphibienarten (Anfang März -
Anfang Juni) jeweils wiederholt aufgesucht. Folgende Nachweismethoden kamen zur Anwendung:
• Verhören rufender Männchen von Froschlurchen (hauptsächlich nachts),
• Sichtnachweise von adulten Tieren (tags und nachts), Larven, Laichschnüren und -ballen
(tagsüber).
Um vergleichbare quantitative Aussagen machen zu können, wurden Größenklassen aufgestellt (Tab.
15). Unter der Individuenzahl wird die maximale, bei einer Begehung pro Gewässer nachgewiesene
Anzahl von adulten Tieren verstanden.
Tab. 15
Quantitative Größenklassen für die Individuenzahlen von Amphibien
Individuenzahl
Größenklasse
1 - 5 1
6 - 20 2
21 - 50 3
> 50 4
56

Methoden und Untersuchungsumfang
Die aktuellen Untersuchungen fanden in folgenden Gebieten statt:
Tab. 16
Untersuchungsgebiete zur Erfassung der Amphibienfauna
Untersuchungsgebiet
Tagebauregion Gräfenhainichen
Tagebau Golpa-Nord
Tagebau Golpa III
Tagebauregion Bitterfeld
Tagebau Goitsche
Tagebau Muldenstein
Wendeschleife Friedersdorf
Tagebauregion Halle-Ost
Tagebau Bruckdorf
Tagebau Lochau
Tagebauregion Amsdorf
Asendorfer Kippe
Kippenbereich Wanzleben
Tagebauregion Geiseltal
Tagebau Kayna Süd
Mücheln-Innenkippe
Schwerpunkt der Erfassung
- Ersterfassung Amphibien im Bereich Radis-Gremminer Graben (neu angelegte
Weiher)
- Grundlagenerfassung für Monitoring
- Habitatanalyse ausgewählter Arten
- Habitatanalyse ausgewählter Arten
- Untersuchung kurz- bis mittelfristiger Bestandsveränderungen ausgewählter Arten
(Vergleich mit 1994 – ÖKOPLAN (1998))
- Habitatanalyse ausgewählter Arten
- Grundlagenerfassung für Monitoring
- Untersuchung kurz- bis mittelfristiger Bestandsveränderungen ausgewählter Arten
(Vergleich mit 1997 – FBM (1999))
- Habitatanalyse ausgewählter Arten
- Untersuchung kurz- bis mittelfristiger Bestandsveränderungen ausgewählter Arten
(Vergleich mit 1997 – FBM (1999))
- Untersuchung kurz- bis mittelfristiger Bestandsveränderungen ausgewählter Arten
(Vergleich mit 1996 – FBM (1999))
- Untersuchung kurz- bis mittelfristiger Bestandsveränderungen ausgewählter Arten
(Vergleich mit 1996 – FBM (1999))
- Untersuchung kurz- bis mittelfristiger Bestandsveränderungen ausgewählter Arten
(Vergleich mit 1996 – FBM (1999))
- Habitatanalyse ausgewählter Arten
- Untersuchung kurz- bis mittelfristiger Bestandsveränderungen ausgewählter Arten
(Vergleich mit 1996 – FBM (1999))
- Habitatanalyse ausgewählter Arten
- Untersuchung kurz- bis mittelfristiger Bestandsveränderungen ausgewählter Arten
(Vergleich mit 1997 – FBM (1999))
- Habitatanalyse ausgewählter Arten
- Grundlagenerfassung für Monitoring
- Habitatanalyse ausgewählter Arten
- Grundlagenerfassung für Monitoring
2.9.4 Heuschrecken
Durch die Untersuchungen des Forschungsverbundes FBM (FBM 1999) konnten charakteristische
Heuschreckenarten der in der Braunkohlenfolgelandschaft auftretenden Biotoptypengruppen
herausgearbeitet werden (OELERICH 2000). Eine weitere Differenzierung der Ergebnisse auf der
Ebene des Biotoptyps bzw. Korrelationen zwischen weiteren Umweltparametern und dem Auftreten
der Arten war ein weiterführendes Ziel des FLB.
Wie an anderer Stelle im Methodenteil beschrieben, wurden durch Botaniker der Hochschule Anhalt
auf ca. 20 % der 100 m x 100 m Rasterfelder der ausgewählten Tagebaue homogene
Untersuchungsflächen der im Rasterfeld auftretenden Biotoptypen (in einer Größe zwischen 25 m² bis
400 m²) vegetationskundlich erfasst. Zudem wurden weitere abiotische Umweltparameter der Flächen
ermittelt.
In den Jahren 2000 und 2001 wurden auf insgesamt 319 dieser Flächen die dort auftretenden
Heuschrecken kartiert. Es handelte sich um folgende Tagebaubereiche: Mücheln-Innenkippe (2001:
102 Flächen), Kayna-Süd (2000: 102 Flächen), Goitsche, Sandtrockenrasen (2001: 22 Flächen) und
Golpa-Nord, 'Bachaue' (2001: 93 Flächen).
Bei den Erfassungen wurde jeweils eine Begehung im Juni/Juli und eine Begehung im
August/September durchgeführt und Artenlisten der auftretenden Imagines erstellt. Bei der Kartierung
wurden neun Häufigkeitsklassen unterschieden: 1 = 1 Individuum; 2 = 2 - 5 Ind.; 3 = 6 - 10 Ind.; 4 =
11 - 20 Ind.; 5 = 21 - 50 Ind., 6 = 51 - 100 Ind., 7 = 101 - 200 Ind., 8 = 201 - 400 Ind., 9 = > 400
Individuen (die Angaben wurden jeweils auf eine Fläche von 20 m x 20 m bezogen).
57

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
2.9.5 Libellen
Aktuelle intensive Geländeuntersuchungen zur Erfassung der Libellenfauna wurden in den in Tab. 17
aufgelisteten Gebieten durchgeführt. Zudem wurden weitere ausgewählte ehemalige
Untersuchungsgewässer (FBM) in anderen Gebieten zur Erfassung von Habitatparametern oder im
Hinblick auf den Nachweis bestimmter Arten gezielt nachkontrolliert.
Tab. 17
Untersuchungsgebiete zur Erfassung der Libellenfauna
Untersuchungsgebiet
Mücheln-Innenkippe
Kayna-Süd
(Südufer)
Jahr
bearbeitete
Gewässer(-bereiche)
2001 10
2000 7
Goitsche
(ausgewählte Flächen im
Gesamtgebiet) 2000/01 10
Muldenstein
(NSG Schlauch
Burgkemnitz,
Pappelsumpf)
Amsdorf
(NSG Asendorfer Kippe,
Kippe Stedten)
2000/01 7
2001 9
Golpa-Nord
(Radis-Greminer Graben) 2000/01 3
Schwerpunkte/Ziele
- Vergleich mit 1996 (FBM 1999)
- Grundlagenerfassung für Monitoring
- Habitatansprüche ausgewählter Arten
- Entwicklungsprognose
- Vergleich mit 1995 (MEYER 1996)
- Grundlagenerfassung für Monitoring
- Habitatansprüche ausgewählter Arten
- Problematik Wasseranstieg
- Entwicklungsprognose
- Vergleich mit 1994 (ÖKOPLAN (1998))
- Grundlagenerfassung für Monitoring
- Habitatansprüche ausgewählter Arten
- Problematik Wasseranstieg
- Entwicklungsprognose
- Vergleich mit 1997 (FBM 1999)
- Grundlagenerfassung für Monitoring
- Habitatansprüche ausgewählter Arten
- Problematik Wasseranstieg
- Bedeutung Wildschweinsuhlen
- Bedeutung für naturraumspezifische Arten
- Umlandbeziehungen
- Entwicklungsprognose
- Vergleich mit 1996 (FBM 1999)
- Grundlagenerfassung für Monitoring Habitatansprüche
ausgewählter Arten
- Entwicklungsprognose
- Erstbesiedlung von angelegten Weihern
- Habitatansprüche ausgewählter Arten
- Entwicklungsprognose
Vertiefende Untersuchungen im Restloch Roßbach zu Habitatansprüchen der gefährdeten Blaupfeil-
Arten (Orthetrum coerulescens, Orthetrum brunneum) konnten auf Grund der Bedingungen (Rinnsale
ohne Wasser oder zugewachsen) nicht durchgeführt werden. Dafür wurden die Untersuchungen der
Habitatansprüche ausgewählter Arten in Muldenstein intensiviert.
Die Untersuchungsgewässer wurden in den Jahren 2000 und 2001 mehrfach im Zeitraum zwischen
Ende Mai bis Anfang September bei sonnigem und warmem Wetter aufgesucht (3 - 6 Begehungen
pro Jahr und Gewässer). Die Erfassung und Bestimmung der erwachsenen Tiere erfolgte
überwiegend durch Sichtbeobachtung. Problematische Arten wurden mit einem Luftkescher gefangen
und am lebenden Tier in der Hand bestimmt. Hinweise auf die Bodenständigkeit (Reproduktion) der
nachgewiesenen Arten in den untersuchten Gewässern lieferten die Beobachtung von Revier- und
Paarungsverhalten, Eiablage, Schlupf, frischgeschlüpften Imagines sowie Funde von Exuvien. An
ausgewählten Untersuchungsgewässern (Muldenstein, Kayna-Süd) erfolgte eine systematische
Suche nach Larven und Exuvien.
Die Individuenzahl der Imagines an den einzelnen Untersuchungsgewässern wurde unter
Verwendung von Häufigkeitsklassen entsprechend der Einteilung in Tab. 18 geschätzt. Dabei
unterscheiden sich die Dimensionen der Häufigkeitsklassen bei verschiedenen Artengruppen auf
Grund der Größe und der Aktivitätsradien der Tiere. Die Schätzungen der Individuenzahlen zur
Bestimmung der Häufigkeitsklasse beziehen sich bei kleineren Gewässern auf das Gesamtgewässer
während bei größeren Gewässern (Seen, Fließgewässer) ein 100 m langer Uferabschnitt zugrunde
gelegt wurde.
58

Methoden und Untersuchungsumfang
Neben der Häufigkeit der Imagines wurde der Nachweisstatus erfasst (mit aufsteigender Sicherheit
der Reproduktion: I = Sichtbeobachtung von Imagines am Gewässer, R = Revierbesetzende
Männchen, P = Paarung, E = Eiablage, L = Larve, S = Schlupf/frisch geschlüpfte Imagines/Exuvie).
Tab. 18
Häufigkeitsklassen bei der Erfassung der Libellen-Imagines
Klasse
Häufigkeit
Zygoptera
(Kleinlibellen),
außer Calopteryx
Sympetrum,
Leucorrhinia,
Calopteryx
Libellula,
Orthetrum,
Cordulia,
Somatochlora
Aeshna, Anax,
Cordulegaster
1 einzelne 1 - 5 1 - 3 1 - 2 1
2 mehrere 6 - 10 4 - 10 3 - 5 2 - 5
3 viele 11 - 50 11 - 40 6 - 20 6 - 10
4 sehr viele > 50 > 40 > 20 > 10
Die angewandte Erfassungsmethodik entspricht dem von SCHMIDT (1989) empfohlenen Verfahren
der semiquantitativen Sichterfassung, die eine Optimierung von Arbeitsaufwand und Ergebnis
ermöglicht.
2.9.6 Methodik der Bodenfallenfänge
Zur Untersuchung der epigäischen Wirbellosenfauna wurden in einigen Untersuchungsgebieten
Bodenfallen aufgestellt. Je Untersuchungsfläche kamen dabei fünf Bodenfallen üblicher Bauart mit 7
cm Öffnungsdurchmesser zum Einsatz. Dabei wurde je nach Untersuchungsansatz bei einer Leerung
entweder eine Mischprobe aus den fünf Fallen erstellt (z.B. am FND Igelsberg, FND0004WSF) oder
zur Untersuchung der Homogenität der einzelnen Standorte die fünf Fallen getrennt weiterverarbeitet.
Als Fangflüssigkeit diente eine einprozentige wässrige Formaldehydlösung, der ein
Entspannungsmittel zugegeben wurde. Ein braunes Dach schützte die Fallen gegen Regen. Die
Fangzeit erstreckte sich auf mindestens zwölf Monate; Leerungen erfolgten von November bis März
einmal im Monat, von April bis Oktober (auf Grund erhöhter Verdunstung) zweimal im Monat.
2.10 Methoden der Fernerkundung
(Jens Birger & Cornelia Gläßer)
Im Rahmen der Projektbearbeitung wurden Daten unterschiedlicher Fernerkundungssensoren
analysiert. Zum Einsatz kamen einerseits Satellitendaten und andererseits Daten flugzeuggetragener
Scanner (siehe Tab. 19).
Für die Analyse der Fernerkundungsdaten waren für die verschiedenen Sensoren jeweils spezifische
Methoden der Auswertung zu entwickeln und anzuwenden. Die wichtigsten Auswertemöglichkeiten für
Satellitendaten und Flugzeugdaten wurden in der Abb. 12zusammengefasst.
So wurden neben den pixelbasierten Klassifikationsmethoden insbesondere Verfahren der
segmentbasierten Klassifikation und des Linear spectral unmixing angewendet.
Die pixelbasierten Klassifikationsverfahren kamen bei satellitengetragenen Sensoren mit geringer
räumlicher Auflösung oder bei räumlich hochauflösenden flugzeuggetragenen Datensätzen und
ebenfalls hoher spektraler Auflösung zur Anwendung. Insbesondere Landsat- und SPOT-Daten der
Satellitenebene eignen sich, um entsprechende flächendeckende Analysen auf kleinmaßstäbiger
Ebene durchzuführen.
Objektbasierte Klassifikationsmethoden wurden bei räumlich hochauflösenden Daten mit geringer
spektraler Informationsdichte eingesetzt. Für die automatisierten Auswertungen im Rahmen der
Biotoptypenkartierung und zum flächenscharfen, kleinflächigen Nachweis von
Sukzessionserscheinungen (z.B. Verbuschung) kamen u.a. Daten der High Resolution Stereo Camera
(HRSC-AX) zum Einsatz. Nach LEHMANN, PISCHEL & WEWEL (1999) weisen diese eine sehr hohe
59

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
geometrische Auflösung (vgl. Tab. 19) und eine hervorragende Lagegenauigkeit (15 - 20 cm lateral
und vertikal in bezug auf die absolute äußere Orientierung) auf. Darüber hinaus wurde ein Digitales
Oberflächenmodell (DOM) in die Auswertungen einbezogen, das bei der HRSC-AX-
Datenprozessierung automatisch mit erzeugt wird. Zur Ableitung von Vegetationshöhen wurde das
DOM anhand von interaktiv lokalisierten Bodenpunkten – gesetzt in Bereichen mit Substraten ohne
Vegetationsbedeckung - in ein Digitales Vegetationshöhenmodell (DVHM) umgewandelt.
Zur Auswertung mittels objektorientierter Methoden wurde die Software eCognition (Definiens AG)
eingesetzt, welche die Bilddaten – im Unterschied zu pixelbasierten Methoden – nicht über
Einzelpixel, sondern in möglichst realitätsnahen Objekten zu erfassen sucht: Mit Hilfe einer
Bildsegmentierung werden einzelne Bildpunkte zunächst über jeweils festzulegende
Homogenitätskriterien zu Objekten bzw. Segmenten zusammengefasst. Diese werden anschließend
anhand von Klassifikationsvorschriften, welche verschiedene Farb-, Form- und Texturparameter sowie
räumliche Beziehungen zu anderen Objekten berücksichtigen können, thematischen Klassen
zugewiesen (Klassifikation).
Tab. 19
Zusammenfassung der technischen Daten für die in der Untersuchung eingesetzten satelliten- und
flugzeuggetragenen digitalen Aufnahmesysteme
Satellitensensoren
Spektrale Auflösung
[µm]
Pixelgröße
Landsat
TM 5
Landsat
TM 7
IRS-1D PAN
IRS-1D LISS
III
IKONOS SPOT 4
Kanal 1 0,45 - 0,52 0,45 - 0,52 0,45 - 0,52 0,5 - 0,59
Kanal 2 0,52 - 0,6 0,52 - 0,6 0,52 - 0,59 0,52 - 0,6 0,61 - 0,68
Kanal 3 0,63 - 0,69 0,63 - 0,69 0,62 - 0,68 0,63 - 0,69 0,79 - 0,89
Kanal 4 0,76 - 0,9 0,76 - 0,9 0,77 - 0,86 0,76 - 0,9 1,58 - 1,75
Kanal 5 1,55 - 1,75 1,55 - 1,75 1,55 - 1,70
Kanal 6 10,4 - 12,5 10,4 - 12,5
Kanal 7 2,08 - 2,35 2,08 - 2,35
PAN 0,5 - 0,9 0,5 - 0,75 0,45 - 0,9 0,61 - 0,68
30 m,
Band 6: 120 m
30 m,
Band 6: 60 m,
pan: 15 m
5,8 m
23 m,
Band 5: 70m
4 m,
Pan: 1 m
20 m,
Pan: 10 m
Repititionsrate 16 Tage 16 Tage 5 Tage 24 Tage 3 Tage 26 Tage
Schwadbreite 185 km 185 km 70 km 141 km 11 km 60 km
Flugzeugscanner HRSC-AX CASI HyMap
Spektrale
Auflösung
Pixelgröße - in
Abhängigkeit von der
Flughöhe
Repititionsrate
Kanal 1 0,45 - 0,51 µm 40 Kanäle0,4 & 0,95 µm 128 Kanäle0,4 - 2,5 µm
Kanal 2 0,53 - 0,57 µm
Kanal 3 0,64 - 0,68 µm
Kanal 4 0,77 - 0,81 µm
PAN 0,52 - 0,66 µm
0,4 m 3 m 7 m
in Abhängigkeit von der Befliegungsplanung
Gesichtsfeld 41° 37,8° 60 - 70°
Verfahren des Linear spectral unmixing benötigen Datensätze mit hohem spektralen
Informationsgehalt. Basierend auf der Kenntnis der reinen Endmember-Spektren wird innerhab jedes
Bildpixels die quantitative Zusammensetzung (Abundanz) der vorkommenden Komponenten
berechnet. Bei der Unmixing-Methode muss die Anzahl der Endmember geringer sein als die Zahl der
zur Verfügung stehenden Spektralbänder, alle Endmember eines Bildes müssen verwendet werden.
Auf Grund dieser Beschränkung hinsichtlich der möglichen Anzahl an Klassen, die mit dem Verfahren
gleichzeitig bestimmt werden können, wurden hyperspektrale Flugzeugscannerdaten verwendet.
Insbesondere für die Dichteuntersuchung von Ansaaten fand diese Methode im Rahmen der
Projektbearbeitung ihre Verwendung.
Die pixel- und segmentbasierten Klassifikationsverfahren wurden in Form von überwachten
Klassifizierungen angewendet und beruhen auf der Bildung von Klassen anhand von
Trainingsgebieten, die eine Referenz für die jeweilige Objektklasse darstellen.
Die für die Raster und Teilflächen im Rahmen des Projektes im Gelände erfassten Daten wie
Artenzusammensetzung, prozentualer Deckungsgrad der Vegetationseinheiten pro Rasterfläche,
Zeitreihen über die Verbreitung der wichtigsten Vegetationseinheiten sowie pedologische Parameter
60

Methoden und Untersuchungsumfang
pro Rasterfläche stellen für die Fernerkundung ideale Voraussetzungen dar, um Trainingsflächen für
die Klassifizierungen festzulegen. Zudem wurde ein Teil der im Feld kartierten Flächen als
Kontrollflächen verwendet, um eine entsprechende Verifizierung der Klassifikationsergebnisse
vornehmen zu können (vgl. Abb. 13).
Die durch Feldkartierung erfassten Raster- und Teilflächen konnten mit den zu klassifizierenden
Bilddaten auf Grund der durch GPS-Einmessung vorgenommenen Verortung aller Areale überlagert
werden (vgl. Kap 2.3).
Abb. 12
Spezifische Methoden der Auswertung für Satellitendaten und Flugzeugdaten
61

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 13 Darstellung der zur Klassifizierung notwendigen methodischen Voraussetzungen und ihrer
Wechselbeziehungen untereinander
Die Abb. 14 zeigt beispielhaft die Ausweisung der Trainingsgebiete im Bilddatensatz. Diese erfolgte
halbautomatisch. Ausgehend von einem zu einer Objektklasse eindeutig zuzuordnenden Pixel wurden
durch Festlegung einer bestimmten spektralen Distanz alle Umgebungspixel mit Grauwerten innerhalb
dieser Distanz als Trainingsfläche zugeordnet. Bei diesem Verfahren können spektral sehr „reine“
Klassen ausgewiesen werden (BIRGER 2002).
Abb. 14
Verfahren zur Ausweisung von Trainingsflächen im Bilddatensatz
Nähere Erläuterungen zur Umsetzung der Klassifikationsmethoden werden in BIRGER (2002),
LESER (2003) sowie im Endbericht des assoziierten Forschungsprojektes „Langfristige und
großräumige Analyse und Prognose der mitteldeutschen Bergbaufolgelandschaften mittels
hochauflösender Fernerkundungsdaten“ gegeben.
Für die Analysen der Umlandbeziehungen wurde zunächst eine objektorientierte digitale
Klassifizierung von Landsat 7 ETM+ Daten vom 14.08.2000 für die beiden Untersuchungsgebiete
durchgeführt. Die sich aus der Bildsegmentierung ergebenden Objekte wurden mittels Nearest-
62

Methoden und Untersuchungsumfang
Neighbourhood-Klassifizierung, NDVI-, Hauptkomponeneten- und Tasseled-Cup-Analysen den in Tab.
2 genannten thematischen Klassen zugewiesen. Parallel zur Satellitenbildauswertung wurden
selektive Kartierungen im Feld durchgeführt. Es wurden Landschaftselemente bestimmt, die für
bestimmte Tier- und Pflanzenarten als Habitate und Trittsteine im Umland der
Bergbaufolgelandschaften von Bedeutung sind. In Zusammenarbeit mit den Biologen der
Fachhochschule Bernburg wurden die für die Wiederbesiedlung der Bergbaufolgelandschaften
wesentlichen Lieferbiotope des Umlandes festgelegt und aus der Ausgangsklassifikation (vgl. Kap.
4.1.1.3) abgeleitet.
Für die Ausgangsklassifizierung und die abgeleiteten Lieferbiotope wurden anschließend die in Tab.
20 aufgelisteten Landschaftsindizes (Software FRAGSTATS) ausgewertet (vgl. Kap. 4.1.1.3).
Tab. 20
Bezeichnung und Bedeutung der herangezogenen Landschaftsindizes
Abkürzung Bezeichnung Bedeutung
LPI Largest patch index
Flächenanteil des größten Landschaftselements in der gesamten
Landschaft.
MPS Mean patch size Mittlere Größe aller Patches bzw. der Patches einer Klasse.
ED Edge density Kantenlänge eines Elementes im Verhältnis zu dessen Fläche.
LSI Landscape shape index Umfang-Flächen-Relation der Klassen
SHAPE/LSI
MNN
IJI
Shape index/Landscape Shape
Index
Mean nearest- neighbor distance
Interspersion and Juxtaposition
Index
Messung der Komplexität von Patchformen, verglichen mit einer
standardisierten Patchform mit der gleichen Größe.
Mittlere Entfernung von Kante zu Kante zwischen den Patches einer
Klasse.
Grad der Verteilung von Patches einer Klasse innerhalb des
Untersuchungsraums.
NUMP Number of patches Anzahl der Patches im Untersuchungsraum
Relativer Flächenanteil der jeweiligen Klasse an der Gesamtfläche in
CA Class area
ha
Die Bezeichung „Patch“ steht für das kleinste hierbei erfasste Landschaftselement. Detaillierte Beschreibungen der einzelnen
Maße finden sich bei MCGARIGAL & MARKS (1995), LAUSCH (2000) und BLASCHKE (1999).
63

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
3 Übersicht der Erfassungsergebnisse
(alle Projektpartner)
3.1 Geomorphologie
Die Ergebnisse der geomorphologischen Erhebungen und Untersuchungen lassen sich wie folgt
zusammenfassen:
• umfangreiche rasterbezogene Daten zu ausgewählten geomorphologischen Parametern –
teilweise multitemporal erhoben – und Speicherung als Access-Datenbank (Anlage 5.1) sowie
ausgewertet in klassifizierten Rasterkarten für einzelne Merkmale (insbesondere Flächenanteil an
Kleinreliefformen und Flächenanteil an geomorphologischen Prozessen; vgl. Kap. 4.1.3.1);
• Herstellung von 3D-Modellen auf der Grundlage aktueller bergmännischer Risswerkdaten unter
Einbeziehung der IST- und der prognostizierten END-Wasserstände (Datenquelle: LMBV; Anlage
5.2);
• umfangreiche Fotodokumentation – teilweise multitemporal – mit detaillierten (rasterbezogenen)
Darstellungen der Reliefformen und der geomorphologischen Prozesse.
In Tab. 21 werden die Ergebnisse der geomorphologischen Arbeiten mit Bezug zu den
Untersuchungsgebieten aufgelistet.
Tab. 21
Übersicht zu den Ergebnissen der geomorphologischen Untersuchungen
Untersuchungsgebiet
Rasterkartierung – Anzahl der Raster
(Stand der Erfassung)
100 x 100 m 100 x 100 m 50 x 50 m 25 x 25 m
3D-Modellierung
x – vorhanden
(Stand)
Fotodokumentation
x – vorhanden
(Stand)
Tgb. Kayna-Süd
Tgb. Golpa-Nord
Bachaue
Tgb. Mücheln-
Innenkippe*
Tgb. Goitsche,
Bärenhofinsel
Tgb. Goitsche,
Tagesanlagen
Tgb. Goitsche,
Halde 10/35
286
(09/1999)
160
(03/2000)
141
(09/2000)
160
(09/2001)
265
(03-04/2002)
28
(04/2000)
73
(04/2000)
44
(04/2000)
Gesamt 587 425 145 32
32
(04/2000)
x
(10/1998)
x
(10/1999)
x*
(04/2001)
x
(10/1999)
x
(04/2000)
x
(09/1999)
x
(03/1998,03/2000,
08/2001)
x
(09/2000,04/2002)
x
(04/2000)
* Die 3D-Modellierung liegt auch für die Halden Klobikau, Blösien und Pfännerhall sowie für das Südfeld des Tagebaus Mücheln
vor.
Die erfassten Daten ermöglichen zum einen die Beschreibung und Charakterisierung des aktuellen
Zustandes der topographischen Verhältnisse, der Reliefformen und der geomorphologischen
Prozesse. Zum anderen können beispielsweise auf der Grundlage von Wiederholungskartierungen
und der Interpretation von 3D-Modellen mit integrierten Endwasserspiegeln (prognostiziert) Aussagen
zu ausgewählten morphodynamischen Prozessen und Entwicklungsrichtungen gemacht werden (vgl.
Kap. 4.1.3.1).
Darüber hinaus gehen diese Daten als Bestandteile der aufgenommenen abiotischen
Standortfaktoren in die komplexen Sukzessionsuntersuchungen ein.
64

Übersicht der Erfassungsergebnisse
3.2 Bodengenese
3.2.1 Substrat
Im Rahmen einer umfangreichen Bohrstockprofilaufnahme durch ALTERMANN & ROSCHE (Büro für
Boden- und Umweltanalysen, Halle), deren inhaltliche und methodische Beschreibung bereits im
Zwischenbericht 2000 erfolgte, wurden im Projekt mehr als 2.300 Bohrungen vorgenommen und die
entsprechenden Daten erhoben. In Tab. 11 wird eine Gesamtübersicht nach Untersuchungsgebieten
gegeben. Bis auf Restarbeiten am Restloch Paupitzsch im Tagebau Goitsche (ca. 9 Profile) sind die
Arbeiten abgeschlossen. Für jedes Bohrstockprofil wurden bis in eine Tiefe von 1 m die
Bodenparameter nach differenzierbaren Schichten (2 bis 4 Schichten/pro Profil) erfasst.
Sowohl die Raster- als auch Teilflächengeometrien sind als Bezugsbasis im GIS enthalten. Je
Bohrstockprofil und je erfasste Schicht steht ein Datensatz zur Verfügung. Abb. 15 zeigt einen
Beispieldatensatz. Weiterhin wurden in der Auswertung der Substrat- und Bodenerfassungen für die
Untersuchungsgebiete Karten der Bodenformengesellschaften erstellt. Die Ansprache der
dominierenden Substrat- und Bodentypen erfolgte entsprechend der Bodenkundlichen
Kartieranleitung (AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN 1994).
Die so aufbereiteten Bodendaten können mittels GIS-Abfragen für konkrete Fragestellungen genutzt
werden. Von besonderer Bedeutung sind die Möglichkeiten der Verschneidung (bzw. Überlagerung)
mit vergleichbar aufbereiteten anderen Geometrie- und Sachdaten. Dazu zählen u.a.: topographische
und bergmännische Risswerkdaten, Luft- und Satellitenbilddaten, Geländemodelle, Ist- und
Endwasserspiegelhöhen, Biotoptypenkartierungen, faunistische und floristische Datenerhebungen.
Abb. 15
Raster 100 m x 100 m im Untersuchungsgebiet Mücheln-Innenkippe und Beispieldatensatz Boden.
3.2.2 Bodenmikrobiologische, -zoologische und –chemische Erhebungen
Die Versuchsstandorte (Tab. 22) umfassten zahlreiche Versuchsflächen, die bereits seit mehreren
Jahren vegetationskundlich und bodenanalytisch bearbeitet werden (Universität Halle, Institut für
Bodenkunde) und einige Flächen, vor allem in Vorwaldstadien, die erstmalig bearbeitet wurden. Das
wesentlichste Auswahlkriterium war die Repräsentanz von unterschiedlichen Sukzessionsstadien
(Krautflur bis Vorwald) bei unterschiedlichem Flächenmanagement insbesondere natürliche
65

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Sukzession, initiierte Sukzession, konventionelle Ansaat oder Anpflanzung. Zur kartographischen
Darstellung der Probenahmestellen wurden deren Punktkoordinaten erfasst.
Tab. 22 Übersicht über Flächen mit bodenmikrobiologischen, bodenzoologischen, bodenchemischen und
wasserchemischen Erhebungen, Abkürzungen siehe Biotoptypenschlüssel Anlage 6.2.1
Tagebauabkürzung
im Text.
Biotoptyp
Bodenmikrobiologie
Bodenzoologie
Bodenchemie
Wasserchemie
Pflanzenbiomasse
Mücheln-Südfeld
MS-B01
MS-B05
initiierte Gras-Kraut-Flur, kräuterreiche
Ansaat KAKMDg
initiierte Gras-Kraut-Flur kräuterreiche
Ansaat KAKML
X X 2 X X
X X 2 X X
MS-B08 Birkenvorwald, mittleren Alters VPSTo X X 2 X X
Mücheln, Halde Klobikau
MK-E01 Pappelforst, WLFPRMtlv X X 2 X X
MK-E02 Pappelforst, WLFPRMtd$g X X 2 X X
MK-E03 Pappelforst, , WLFPRMtla$ X X 2 X X
MK-E04
Staudensaum auf ehem.
Ackerfläche,KKPDdh
X 2 X X
MK-E05 Pappelforst, WLFPRMflaz X 2 X X
MK-E06 Robinienforst, WLFROAfdgv X 2 X X
MK-E07 Robinienforst, WLFROAfdgv X 2 X X
MK-E08 Robinienforst, WLFROMflgv X 2 X X
Kayna-Süd
Transekt
Transekt
Transekt
KS-F0101-05
ufernahe, grundwasserbeeinflusste
Krautflur, KKPFLl
X X 1,2 X
KS-F0106-10 Calamagrostisflur, KKCMz X X 1,2 X
KS-F0111-15 Birken-Weidenvorwald, feucht, VPSMvg X X 1,2 X X
KS-F0116-20 Birkenvorwald trocken,VPSTzg X X 1,2 X X
KS-F0201 krautreiche Calamagrostisflur, KKCTh X X 1,2 X X
KS-F0216
Jungwuchs Birken, HGHTOn X X 1,2 X X
KS-F0221 Birkenvorwald, VPSTz X X 1,2 X X
KS-F0301-
03,12,13
Birkenvorwald, tertiär, VPSTo X X 1,2 X
KS-F0306 Birkenvorwald, tertiär, VPSTo X X 1,2
KS-F0310
KS F05
Birkenvorwald, tertiär, VPST(Kieshügel kein
Bewuchs)
krautreiche Calamagrostisflur,
Mahdversuch, KKCTh
X X 1,2
KS-F06 Röhrichtzone auf Spülkegel, RRWPFd X X
KS F07 krautreiche Calamagrostisflur, KKCTh X 2
KS-F12 Pionierwald, feucht, VPSMvg X X
KS-F13 Pionierwald, trocken, VPSTzg X X
KS-F14 Birkenvorwald, VPSTz X X
KS-F15 Calamagrostisflur, KKCTh X X
Goitsche, Holzweißig-West
GW-C04
GW-C05
GW-C08
initiierte Gras-Kraut-Flur, kräuterreiche
Ansaat KAKMDl
initiierte Gras-Kraut-Flur, konventionelle
Ansaat, KAGMLg
initiierte Gras-Kraut-Flur, konventionelle
Ansaat (Abdeckung mit Rindenmulch),
KAGMDg
X 2
X X 2 X X
GW-C09 Trockenrasen, MMSPg X X 2 X X
GW-C10 Mischwald, WLLROfgv X X 2 X X
GW-C11 Robinienvorwald, VPAMvg X 2
GW-D01
Nordwestböschung, tertiäre Sande,
melioriert, GS
GW-D02 Südwestböschung, tertiäre Sande, GS X X
GW-G01 Ostböschung, quartäre Sande, GS X X
GW-G02
Ostböschung, tertiäre Sande, Tone und
Mischsubstrate, GS
GW-G03 Ostböschung, Mischsubstrate GS X X
GW-G04 zukünftige Uferlinie ("Mulden"), GT X X
GW-H01 Nordböschung, Mischsubstrate, GS X X
X 2
X 2
1 = Milben (Acari), Springschwänze (Collembolen); 2 = Regenwürmer (Lumbriciden)
X
X
X
X
X
X
66

Übersicht der Erfassungsergebnisse
3.3 Biotopkartierung
Auf den eingerichteten 100 m x 100 m Rasterflächen (vgl. Kap. 1) wurden in den Tagebauen Goitsche
(Sandtrockenrasen bei Petersroda, Holzweißig West), Golpa-Nord, Kayna-Süd und Mücheln-
Innenkippe) Biotoptypenkartierungen nach dem erweiterten Biotoptypenschlüssel FBM (HEYDE et al.
1998) für die Braunkohlenbergbaufolgelandschaft durchgeführt.
Tab. 23
Gebietsbezeichnung, Größe sowie Kartierungsjahr der Fläche bzw. Tagebaubereiche, für die eine
Biotoptypenkartierung durchgeführt wurde
Untersuchungsgebiet Größe (ha) Kartierungsjahr
Tgb. Golpa-Nord - Bereich Radis-Gremminer Graben 160,0 2000
Tgb. Goitsche - Sandtrockenrasen Petersroda 164,1 2000
Tgb. Goitsche - Teilbereich Holzweißig-West 23,2 2001
Tgb. Goitsche Tagesanlagen (HS Anhalt) 66,5 2000
Tgb. Goitsche – Tonhalde (HS Anhalt) 27,8 2000
Tgb. Goitsche – Bärenhofinsel (HS Anhalt) 25,4 2000
Tgb. Kayna-Süd 308,0 1999
Mücheln-Innenkippe 384,1 2000
Halde Blösien 114,1 2001
3.4 Flora/Vegetation
Es wurden umfangreiche vegetationskundliche Erfassungen durchgeführt. Tab. 24 zeigt einen
Überblick über die erfolgten Arbeiten.
Tab. 24 Vegetationskundliche und Populationsbiologische Untersuchungen der Hochschule Anhalt im
Projektzeitraum
Tagebau
(R = rasterbasiert; P = punktuell; GWT = Wasseranstiegstransekte; GehT = Gehölztransekte; LRM = Land-Reitgras-
Management; DFR = Diasporenfallen auf Rohbodenflächen; UB = Umlandbeziehungen; ST = Störungen durch
Wildschweine)
Goitsche, Holzweißig-West
Vegetationsaufnahmen
R, P
Spezielle
Fragestellungen
GWT, GehT,
UB
Initiierte
Sukzession
Mähgut,
Sodenschüttung
Populationsbiol.
Untersuchungen
Goitsche, Sandtrockenrasen R, P GehT, LRM Sandtrockenrasen
Goitsche-Inseln (Halde 10/35, Bärenhof,
Tagesanlagen IIA)
R, P
Goitsche, NSG Paupitzsch P GWT
Golpa-Nord R UB
Golpa III
Halde Blösien
Halde Pfännerhall
Kayna-Süd
R
R
R, P
UB
UB
GWT, LRM, DFR,
UB
Mücheln-Innenkippe R DFR, UB Mähgut
Mücheln, Halde Klobikau R Sodenschüttung
Muldenstein P GWT, ST, UB
Roßbach P LRM, UB
Mähgut,
Mulchdecksaat
Ophioglossaceen
Epipactis palustris
Ophioglossaceen,
Epipactis palustris
Jaucha P UB Ophioglossaceen
Witznitz P Ophioglossaceen
Pirkau P Epipactis palustris
Domsen P UB Epipactis palustris
67

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Alle floristischen Daten der Rasterkartierung (100 m x 100 m -, 25 m x 25 m-Raster), der punktuellen
Erhebungen zu speziellen Fragestellungen und der Dauerbeobachtungsflächen liegen in digitaler
Form in der Access-Datenbank vor (Abschluss-CD). Daneben sind in der Access-Datenbank auch alle
Standortdaten enthalten.
3.5 Fauna
Tab. 25
Übersicht über Schwerpunkte/Inhalte der zoologischen Untersuchungen im Rahmen des FLB
Legende: M = Grundlagenerfassung für Monitoring, H = Habitatansprüche ausgewählter Arten bzw. HK = Habitat-
Korrelationsanalysen für alle Arten bei Heuschrecken, W = Problematik Wasseranstieg, GWT =
Wasseranstiegstransekte, U = Umlandbeziehungen, E = Entwicklungsanalyse (Vergleich mit vorjährigen
Untersuchungen, Erstbesiedlung von Lebensräumen, Entwicklungsdynamik), MG = Einfluss von
Mähgutauftrag, FZ = Vergleich von Forstzönosen
Tagebau,
Untersuchungsgebiet
Kleinsäuger
Vögel
Amphibien
Laufkäfer
Heuschrecken
Libellen
Spinnen, Zikaden
Amsdorf H, U, E M, H, E
Goitsche Gesamtgebiet M, H, U, E M, H, E, W
Goitsche, Holzweißig-West GWT E, H, W
Goitsche, Sandtrockenrasen M, H M, HK
Golpa-Nord (Bachaue) M, H M, H, U E, U, M M, HK H, E M
Halde Blösien FZ M, H FZ
Halde Pfännerhall FZ M, H FZ
Kayna-Süd
M, H
M, H, W,
U, E
GWT, M M, HK M, H, E, W
Mücheln-Innenkippe M, H M, H, U MG M, HK M, H, E MG
Muldenstein M, H H, W, U, E H
Roßbach U H
M, H, E,
W, U
68

Ergebnisse und Diskussion
4 Ergebnisse und Diskussion
4.1 Grundlagenuntersuchungen zur Analyse, Bewertung und Prognose der
Entwicklungsprozesse in Bergbaufolgelandschaften
4.1.1 Beziehungen zwischen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft und dem
Umland
4.1.1.1 Besiedlungsprozesse von Flora und Vegetation
4.1.1.1.1 Einfluss des Umlandes auf die Artenausstattung der Bergbaufolgeflächen und
Einwanderungsdistanzen
(Sabine Tischew, Anita Kirmer, Maud von Lampe & Ines Scheibler)
Zur Analyse der Tagebau-Umland-Beziehungen wurden Flächen in zehn verschiedenen
Tagebaubereichen in Sachsen-Anhalt ausgewählt. Ein wesentliches Auswahlkriterium war ein hoher
Anteil an Sukzessionsflächen unterschiedlichen Alters.
Bitterfelder/Gräfenhainicher Revier (Nordraum)
• Golpa-Nord (Bachaue): ca. 2 - 14 Jahre, ca. 1 km²
• Goitsche (Holzweißig-West): ca. 4 - 30 Jahre, ca. 1.8 km²
• Goitsche (Halde 10/35): ca. 3 - 40 Jahre, ca. 0.6 km²
• Muldenstein (NSG Schlauch Burgkemnitz): ca. 38 Jahre, ca. 0.8 km²
• Golpa III: 6 - 50 Jahre, ca. 2.5 km²
Geiseltal/Profener Revier (Südraum)
• Kayna-Süd (Südteil): ca. 3 - 34 Jahre, ca. 1.8 km²
• Roßbach: ca. 1 - 23 Jahre, ca. 2.3 km²
• Mücheln-Innenkippe: ca. 1 - 41 Jahre, ca. 2.6 km²
• Nordfeld Jaucha: ca. 26 - 55 Jahre, ca. 1 km²
• Domsen (Nordostteil): ca. 27 - 41 Jahre, ca. 1 km²
Auf der Gesamtfläche der ausgewählten zehn Tagebaubereiche wurde in mehrmaligen Begehungen
zu unterschiedlichen Jahreszeiten das Arteninventar erfasst. Zusätzlich konnte in den zehn
Tagebaubereichen auf ca. 1.100 Vegetationsaufnahmen aus Vorläuferprojekten (HERBST & MAHN
1998, FBM 1999) und aus dem laufenden Projekt (FLB 2002) in den beiden Braunkohlenrevieren
zurückgegriffen werden. Für die Bestimmung des regionalen Artenpools wurden die Daten der
floristischen Kartierungen des Landes Sachsen-Anhalt und des Landes Sachsen ab 1949 verwendet
(Datenbank Blütenpflanzen, Sachsen-Anhalt, Arbeitsstand 1998; Datenbank Flora Sachsen,
Sächsisches Landesamt für Umwelt und Geologie, Dresden). Ergänzt wurden diese Daten durch die
Artenlisten der selektiven Biotopkartierung (Datenbank Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt).
Abb. 16 zeigt die vorgenommene Unterteilung der analysierten Umkreise der untersuchten
Tagebaubereiche in vier Abstandsklassen.
Zur Auswertung der Ausbreitungsstrategien der Pflanzenarten wurden die Haupt- und
Nebenausbreitungstypen nach FRANK & KLOTZ (1990) mit Ergänzungen aus MÜLLER-SCHNEIDER
(1986) herangezogen. Die Auswertungen zum Schutzstatus der Pflanzenarten erfolgten anhand der
BUNDESARTENSCHUTZVERORDNUNG (1997), der Roten Liste Deutschlands (KORNECK et al.
1998), sowie der ROTEN LISTE SACHSEN-ANHALT (1992). Die Nomenklatur der Pflanzenarten folgt
WISSKIRCHEN & HAEUPLER (1998).
69

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Vor der statistischen Auswertung der Ergebnisse zur Einwanderung wurden die untersuchten
Parameter mit SPSS 10.0 auf Normalverteilung (Kolmogorov-Smirnov) getestet. Bei signifikanten
Abweichungen von der Normalverteilung wurde der Mann-Whitney-U-Test, ansonsten der T-Test
angewendet.
4 Abstandsklassen
5,5km
< 3 km (1 MTBQ*, 30 km²)
5,5km
3-10 km (8 MTBQ* , 272 km²)
> 10-17 km (16 MTBQ* )
> 17 km
Tagebau Kayna-Süd
* MTBQ = Messtischblatt-Quadrant
Abb. 16 Abstandsklassen des regionalen Artenpools der nicht vom Tagebau beeinflussten Umgebung
(Messtischblatt-Quadranten der floristischen Kartierung).
Die Tagebaubereiche weisen im Vergleich zu den umgebenden Flächen bei wesentlich kleineren
Flächengrößen bereits eine beachtliche Artenvielfalt auf (Tab. 26). Auf den Tagebauflächen des
Südraums sind durchschnittlich fast ebenso viele Arten wie im 15mal größeren 3 km - Umkreis zu
finden; im Nordraum liegt der Anteil bei fast 50 %. Mehr als ein Viertel der Arten des regionalen
Artenpools des 272 km² großen Umkreises sind bereits in die Tagebaue eingewandert. Dabei
zeichnen sich die unmittelbar angrenzenden, nicht durch den Tagebau gestörten Flächen des
Südraums im Gegensatz zu denen des Nordraums durch eine sehr geringe Artenvielfalt aus. Als
Ursache ist die intensive ackerbauliche Nutzung und der hohe Anteil an Siedlungs- und
Industrieflächen im Südraum anzusehen (GLÄßER et al. 2002). In Hauptwindrichtung (SW) besteht
aber dank der offenen Ackerlandschaft eine gute Durchgängigkeit bis zum arten- und strukturreichen
Saale-Unstrut-Triasland, das auf Grund der vielen Hanglagen zusätzlich günstige thermische
Verhältnisse für die Verwirbelung von Samen in höhere Luftschichten bietet. Der Nordraum dagegen
ist durch einen sehr viel höheren Wald-, Sandtrockenrasen- und Grünlandanteil im Umkreis der
Tagebaue gekennzeichnet (GLÄßER et al. 2002).
Tab. 26
Vergleich des regionalen Artenpools mit der Artenvielfalt der Tagebaubereiche (Sukzessionsflächen)
Legende: (SD = Standardabweichung; ns = nicht signifikant; [**] = 0.01 > p > 0.001; [***] = p < 0.001)
Gesamtartenzahl
Tagebaubereiche
(Mittelwert 1.9 km²)
Gesamtartenzahl
im 30 km² -
Umkreis (0 - 3km)
Eingewanderte
Arten aus 30 km²
Umkreis
Gesamtartenzahl
im 272 km² -
Umkreis (0 - 10km)
Eingewanderte
Arten aus 272
km² Umkreis
Nord (n = 5) 296.8 642.2 263.4 1064.0 289.4
+/- SD 56.5 69.7 56 38.3 55.1
Süd (n = 5) 253.0 264.6 152.4 931.4 235.4
+/- SD 38.0 34.9 24.7 120.1 29.2
U-Test ns *** ** ns ns
Entsprechend dieser unterschiedlichen Landschaftsstrukturen des Umlandes sind zwischen dem
Nord- und dem Südraum unterschiedliche Trends in den Einwanderungsprozessen zu verzeichnen
70

Ergebnisse und Diskussion
(Abb. 17). Im arten- und strukturarmen Südraum haben 40 % der Tagebauarten ihre nächsten
Vorkommen in mehr als 3 km Entfernung. Der Unterschied zum Nordraum ist signifikant.
Abb. 17 Nächste Vorkommen im angrenzenden Umland für die in die Tagebaubereiche eingewanderten Arten (in %)
Legende: Signifikanzniveaus nach U-Test ([*] = 0.05 > p > 0.01; [**] = 0.01 > p > 0.001; [***] =
p < 0.001)
(A) Artenpool Tagebau versus Artenpool Umland
(B) Artenpool Tagebau verus Artenpool übrige Tagebaue
0,8
Sørensen-Index
0,8
Sørensen-Index
0,7
0,7
R 2 = 0,42
0,6
0,6
0,5
0,5
0,4
0,4
0,3
0,3
0,2
0 20000 40000 60000 80000 100000
0,2
0 20000 40000 60000 80000 100000
Entfernung (m)
Entfernung (m)
Abb. 18
Beziehung zwischen dem Abstand und Artenähnlichkeit (SØRENSEN-Index): (A) Artenpool Tagebau gegen
Artenpool Umland, (B) Artenpool Tagebau gegen Artenpool der übrigen Tagebaue.
In Abb. 18 wurde die Beziehung zwischen dem Abstand und der Artenähnlichkeit von verschiedenen
Artenpools dargestellt. Als Grundlage dienten die Artenlisten der zehn ausgewählten Tagebaue sowie
die Daten der floristischen Kartierung Sachsen-Anhalts und Sachsens. Dabei zeigte sich, dass bei der
Betrachtung des Artenpools der Tagebaue und des Artenpools der Umgebung keine Beziehung
zwischen dem Abstand und der Ähnlichkeit existiert. Dagegen konnte eine Beziehung zwischen der
Ähnlichkeit und der Entfernung der Artenpools der Tagebaue untereinander festgestellt werden. Je
geringer die räumliche Distanz ist, umso größer ist die Ähnlichkeit der Artenpools, mit zunehmender
Entfernung wird die Ähnlichkeit deutlich geringer. Tagebaue weisen in etwa ähnliche
Standortbedingungen auf; vor allem in Hinblick auf die besonderen bodenchemischen,
bodenphysikalischen und bodenbiologischen Parameter der Rohbodenstandorte. Diese „Umweltfilter“
sorgen neben den "Ausbreitungsfiltern" (Distanzeffekte) dafür, dass die Artenzusammensetzung der
nah zueinander liegenden Tagebaue ähnlicher ist als die Artenzusammensetzung zwischen den
71

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tagebauen und der ungestörten Umgebung. Tagebaue sind damit wichtige Lieferbiotope und
Trittsteine für die initialen Besiedlungsprozesse weiterer Abgrabungsstätten.
Am Beispiel des Tagebaus Kayna-Süd weist auch SCHEIBLER (2003) die Bedeutung des regionalen
Artenpools der Tagebaue nach. Bei diesen Untersuchungen wurde angenommen, dass die
Besiedlung des Tagebaus Kayna-Süd (südlicher Teil) potenziell von Pflanzenarten jeden Biotops im
Umkreis bis zu 10 km Entfernung ausgehen kann. Diese Umlandbiotope werden im Folgenden als
Lieferbiotope bezeichnet. Auf Grundlage von Kartierungen aus verschiedenen Quellen – im
Wesentlichen eigene Kartierungen, selektive Biotopkartierung des Landes Sachsen-Anhalt
(Landesamt für Umweltschutz) und FLB – wurden Artenlisten von Gefäßpflanzen der Umlandbiotope
untersucht. Dazu wurde jedes Lieferbiotop einem von fünf ringförmig um Kayna-Süd angeordneten
Umlandbezirken zugeteilt:
• 100 m-Umland (0 m bis 100 m Entfernung vom untersuchten Tagebaubereich)
• 300 m-Umland (> 100 bis 300 m Entfernung vom untersuchten Tagebaubereich)
• 1 km-Umland (> 300 m bis 1 km Entfernung vom untersuchten Tagebaubereich)
• 5 km-Umland (> 1 km bis 5 km Entfernung vom untersuchten Tagebaubereich)
• 10 km-Umland (> 5 km bis 10 km Entfernung vom untersuchten Tagebaubereich)
Die Erfassung der Lieferbiotope erfolgte auf Grund der Größe des Untersuchungsraumes nicht
flächendeckend! Aus allen Lieferbiotopen eines Umlandbezirkes wurden Gesamtartenlisten für den
jeweiligen Umlandbezirk erstellt. Da viele Lieferbiotope der Umlandbezirke in Tagebauen lagen,
wurden zwei regionale Artenpools gebildet. Arten aus Lieferbiotopen in Tagebauen wurden zum
regionalen Artenpool Tagebauarten (rAT) zusammengefasst; Arten aus Lieferbiotopen von
Störstandorten wurden zum regionalen Artenpool Störstandorte (rAS) aggregiert (Definition siehe z.B.
SCHEIBLER 2003, COHEN 2002). Die Arten der übrigen Lieferbiotope, die weder Tagebauen noch
Störstandorten zugehören, wurden als Artenpool gewachsenes Umland bezeichnet. Da im 100 m- und
300 m-Umkreis eine eindeutige Zuordnung der Arten zu den jeweiligen Artenpools nicht möglich war,
beschränken sich die nachfolgenden Auswertungen auf das 1 km-, 5 km- und 10 km-Umland.
[ ]
regionaler Artenpool Tagebauarten
regionaler Artenpool Störstandorte
regionaler Artenpool gewachsenes Umland
Fläche der Lieferbiotope in Tagebauen
Fläche der Lieferbiotope auf Störstandorten
Fläche der Lieferbiotope im gewachsenen
Umland
Abb. 19
Prozentualer Artenanteil an der Gesamtartenzahl des Umlandbezirkes: a) regionaler Artenpool
Tagebauarten (rAT), b) regionaler Artenpool Störstandorte (rAS) sowie c) regionaler Artenpool
gewachsenes Umland.
Sekundärachse: Flächengröße von Tagebau- und Störflächen sowie gewachsenem Umland in den Lieferbiotopen
der jeweiligen Umlandbezirke (km²) (Zeitraum 1994-2002, Quellen: SCHEIBLER 2003; FLB; selektive
Biotopkartierung Sachsen-Anhalt (Landesamt für Umweltschutz); HERZ & KÖHLER 2002). Die Artenzahl (AZ)
summiert das einmalige Vorkommen pro Art je Umlandbezirk. Die Artengruppen erreichen zusammen mehr als
100 %, da die Arten potenziell in allen Gruppen vorkommen können.
In Abb. 19 wird deutlich, dass das 1 km- und 5 km-Umland einen hohen Anteil an Tagebauarten
aufweist. Erst im 10 km-Umland erhöht sich der Anteil an Arten des gewachsenen Umlandes deutlich;
72

Ergebnisse und Diskussion
auch die Flächengröße der Lieferbiotope im gewachsenen Umland steigt stark an. Potenzielle
Lieferbiotope für den Tagebau Kayna-Süd befinden sich damit in > 300 m bis 5 km Entfernung vor
allem in anderen Tagebauen, während in > 5 km Entfernung die Arten des gewachsenen Umlandes
an Bedeutung gewinnen. Einen gleichmäßig hohen Anteil weisen die Arten der Störstandorte auf. In
der näheren Umgebung der Tagebaue liegt ihr Anteil höher als der des gewachsenen Umlandes.
In einem nächsten Schritt wurden Artenlisten von Arten erstellt, die in Kayna-Süd und mindestens
einmal in jedem beliebigen Umlandbezirk vorkommen (gemeinsame Arten) sowie Arten die nur im
Umland und nicht in Kayna-Süd auftreten (Nur-Umland-Arten). Aus den Artenpools wurden die Arten
herausgefiltert, die ausschließlich in einem Artenpool (und nicht in einem anderen) vertreten sind.
Abb. 20 zeigt, dass der Anteil und die Anzahl gemeinsamer Arten, die ausschließlich aus dem
gewachsenen Umland stammen, sehr gering ist. Der hohe Anteil an nur im 10 km-Umland (und nicht
auch in Kayna-Süd) vorkommenden Arten deutet auf Folgendes hin:
• mit zunehmender Entfernung der Lieferbiotope vom Tagebau nimmt die Einwanderungs-
/Ausbreitungswahrscheinlichkeit ab und
• Arten des gewachsenen Umlandes etablieren sich im Tagebau schlechter.
Der hohe Anteil und die hohe Anzahl gemeinsam in Kayna-Süd und im Umland vorkommender Arten,
die ausschließlich aus dem regionalen Artenpool Tagebauarten stammen, lässt folgenden Schluss zu:
• Im Vergleich zum Artenpool des gewachsenen Umlandes sind die Arten des Artenpools
Tagebauarten bei der Besiedlung des Tagebaus Kayna-Süd in allen betrachteten
Entfernungskategorien erfolgreicher.
Ausschließlich Arten des regionalen
Artenpools Tagebauarten (rAT)
Ausschließlich Arten des gewachsenen Umlandes
16
12
%
AZ = 47
16
12
%
AZ = 109
8
AZ = 10
AZ = 28
AZ = 31 AZ = 33
8
4
0
>300m bis
1km Umland
>1km bis
5km Umland
>5km bis 10km
Umland
4
0
AZ = 1 AZ = 2
>300m bis
1km Umland
AZ = 7
>1km bis 5km
Umland
AZ = 4
>5km bis 10km
Umland
gemeinsame Arten Umlandbezirk und Kayna-Süd
Nur-Umland-Arten
Abb. 20
Prozentualer Anteil an der Gesamtartenzahl des Umlandbezirkes: a) ausschließlich regionaler Artenpool
Tagebauarten (rAT) und b) ausschließlich regionaler Artenpool gewachsenes Umland (Zeitraum 1994 – 2002
Quellen: SCHEIBLER 2003; FLB; selektive Biotopkartierung Sachsen-Anhalt (Landesamt für Umweltschutz); HERZ
& KÖHLER 2002). Die Artenzahl (AZ) summiert das einmalige Vorkommen pro Art je Umlandbezirk.
Im nächsten Schritt wurde berücksichtigt, dass z.B. im 10 km-Umland dieselben gemeinsamen Arten
vorkommen können, die bereits im 100 m-Umland auftreten. Mit zunehmender Distanz nimmt jedoch
die Ausbreitungs- und Verbreitungswahrscheinlichkeit ab (BULLOCK 2002). Deshalb wurde hier
angenommen, dass die Pflanzen aus dem nähergelegenen und nicht aus dem entfernter liegenden
Umlandbezirk nach Kayna-Süd einwandern. Gemeinsame Arten wurden nur bezüglich des
nächstgelegenen Vorkommens gezählt. Arten, die erst in weiter entfernteren Umlandbezirken
vorkommen, werden als zusätzliche gemeinsame Arten bezeichnet. Die so betrachteten Daten
werden in Tab. 27 dargestellt. Dabei kann festgestellt werden, dass der Verbreitungsschwerpunkt für
im Umland und in Kayna-Süd vorkommende Arten im 0 – 100 m-Umland liegt. Hierbei ist jedoch zu
berücksichtigen, dass das 100 m- (und 300 m)-Umland noch im Randbereich des Tagebaus Kayna-
Süd liegt und somit wechselseitige Austauschbeziehungen zwischen Innen- und Außenbereich des
Tagebaus vorliegen können. Bemerkenswert ist jedoch, dass insgesamt 151 Arten erst ab > 300 m
Entfernung in Kayna-Süd und dem jeweiligen Umlandbezirk vorkommen. Dies entspricht 50,4 % der
gemeinsam vorkommenden Arten nach Lage des nächstgelegenen Vorkommens. Bei den Arten, die
in über 1 km Entfernung ihr nächstes Vorkommen haben, sind es noch 30,7 %. 16 Arten kommen im
73

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Untersuchungsgebiet nur in Kayna-Süd vor, d.h. sie treten erst in Entfernungen von mehr als 10 km
wieder auf.
Tab. 27
Artenzahlen von in Kayna-Süd und allen Umlandbezirken gemeinsam vorkommenden Pflanzenarten
aufgeteilt nach der Lage des nächstgelegenen Vorkommens.
Die Artenzahl summiert das einmalige Vorkommen pro Art je Umlandbezirk. (Zeitraum 1994 - 2002, Quellen:
SCHEIBLER 2003; FLB; selektive Biotopkartierung Sachsen-Anhalt; HERZ & KÖHLER 2002).
Gesamtartenzahl
Kayna-Süd
Gemeinsame
Arten
gesamtes
Umland
aus 100 m-
Umland
zusätzlich aus
300 m-
Umland
zusätzlich aus
1 km-Umland
zusätzlich aus
5 km-Umland
zusätzlich aus
10 km-
Umland
Artenzahl 312 296 115 30 60 69 22
Ausbreitungsspektren
Der Vergleich der Ausbreitungsspektren von Arten, welche bereits in die Tagebaue eingewandert sind
gegenüber denen der Arten, die bisher nicht aus näherer Umgebung einwanderten macht sowohl für
den Nordraum als auch für den Südraum deutlich, dass unter den bereits zugewanderten Arten ein
signifikant höherer Anteil anemochorer Arten zu verzeichnen ist. (Abb. 21). Ein Großteil der
Folgeflächen des Tagebaus sind auf Grund ihres Massendefizites Geländemulden, die in der
Landschaft wie riesige Diasporenfallen wirken. Außergewöhnliche Witterungsbedingungen, wie starke
Stürme, können dazu führen, dass auch aus weiteren Entfernungen Arten akkumuliert werden. Dieser
Effekt wird vor allem im Südraum deutlich. Es sollte aber nicht ausgeschlossen werden, dass auch
nicht speziell an Windausbreitung angepasste Arten über solche außergewöhnlichen
Witterungsereignisse in die Tagebaue eingetragen werden können.
90
60
(%) Ausbreitungstyp
Tagebaubereiche NORD (n=5)
***
**
90
60
(%) Ausbreitungstyp
Tagebaubereiche SÜD (n=5)
***
***
30
*
*
ns
30
ns
ns
*
0
myrmekochor autochor epizoochor endozoochor anemochor
0
myrmekochor autochor epizoochor endozoochor anemochor
eingewandert 0.01; [**] = 0.01 > p > 0.001; [***] =
p < 0.001; Mehrfachzuordnung von Arten zu Ausbreitungstypen bedingt eine Summe von > 100 %
Der Unterschied im Anteil epizoochorer Arten zwischen den noch nicht eingewanderten Arten des
Umfelds und den Tagebauarten ist im strukturreichen Nordraum deutlich größer als im strukturarmen
Südraum, in dem offensichtlich wesentliche Trittsteine und Wanderbahnen für diasporenausbreitende
Tierarten fehlen. Der Anteil von autochoren Arten, die durch langsame Ausbreitungsraten
gekennzeichnet sind, ist in beiden Räumen auf den Tagebauflächen geringfügig niedriger. Für viele
dieser Arten sind, ebenso wie für die myrmekochoren Arten, mehrere Ausbreitungstypen angegeben,
so dass ein Eintrag auch über effizientere Ausbreitungstypen (wie Anemochorie oder Epizoochorie)
vonstatten gegangen sein kann.
Unter den Arten, die über weitere Distanzen in den Tagebau eingewandert sind, ist ein hoher Anteil an
gefährdeten und geschützten Arten zu verzeichnen, die auf Grund der Konkurrenzarmut der
Tagebaustandorte oft sehr individuenreiche Populationen aufbauen können. Die Population von
Botrychium matricariifolium auf der Halde 10/35 zählt mit mehr als 600 Individuen inzwischen zu den
größten Populationen Deutschlands (LEBENDER et al. 1999, LEBENDER mündl. 2002).
Tab. 28 zeigt die Frequenz und die mittlere Entfernung zu den nächsten Vorkommen der gefährdeten
und geschützten Arten, die in mindestens zwei der zehn Tagebauen auftreten. Nicht in der Tabelle
74

Ergebnisse und Diskussion
dargestellt sind weitere 40 Arten, die nur in einen Tagebau einwandern konnten. Unter diesen Arten
sind Chimaphila umbellata, Thymelaea passerina und Scorzonera laciniata, die in Sachsen-Anhalt nur
noch wenige Vorkommen aufweisen bzw. ausgestorben sind. Die in der Tab. 28 dargestellten Arten
sind überwiegend anemochor und zeichnen sich durch Samen oder Sporen mit sehr geringem
spezifischen Gewicht (wie z.B. Orchidaceae, Ophioglossaceae) aus. Dieser Vorteil in Bezug auf die
Möglichkeiten einer Fernausbreitung ist gekoppelt mit dem Nachteil des fehlenden Nährstoffvorrates
für die Keimungsphase. Diese Arten haben deshalb in sehr dichten Vegetationseinheiten, die in vielen
Bereichen der großflächig eutrophierten Landschaft Sachsen-Anhalts bestimmend sind, nur geringe
Etablierungschancen. Dagegen bieten die lichtreichen und konkurrenzarmen Vegetationsbestände der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft wesentlich günstigere Etablierungsbedingungen. Die für eine
erfolgreiche Keimung bzw. Entwicklung dieser Arten obligate Mykorrhiza scheint trotz der jungen
Bodenbildungsprozesse auf den Kippenflächen unproblematisch zu sein. Vor allem in den südlichen
Tagebaubereichen liegen die nächsten Vorkommen außerhalb des betrachteten Tagebaus deutlich
weiter entfernt als im Nordraum. Auch die Anzahl und die Frequenz von gefährdeten und geschützten
Arten ist im Südraum höher.
Das breitere Substratspektrum und der höhere Karbonatgehalt (Löß, Geschiebelehm,
Geschiebemergel) bietet in den südlichen Tagebauen vielfältigere Nischen für die Ansiedlung
gefährdeter Arten.
Tab. 28
Vorkommen ausgewählter gefährdeter und geschützter Arten in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
Sachsen-Anhalts und Entfernung zur nächsten Diasporenquelle in km
Legende: (Standardabweichungen in Klammern; w - anemochor, e - epizoochor, h - hydrochor, s - autochor, v -
endozoochor, a - myrmekochor; RL-D - Rote Liste Deutschland, BArtSchV - Bundesartenschutzverordnung, RL-LSA
- Rote Liste Sachsen-Anhalt)
Art RL-D BArtSchV RL-LSA
Frequenz
Tagebaue
Nord
mittlere
Entfernung
nächste
Vorkommen
Frequenz
Tagebaue
Süd
mittlere
Entfernung
nächste
Vorkommen
Ausbreitungstypen
Eriophorum angustifolium 3 1 0,8 1 10,4 w
Hieracium fallax 3 1 4,4 1 21,2 w
Hieracium zizianum G 3 1 30,5 1 13,9 w
Pulicaria dysenterica 3 1 4,2 1 8,4 w, e, a
Rhinanthus minor 3 1 4,9 1 6,2 w
Trifolium aureum 3 1 1,6 1 10,6 w, e
Cornus mas 3 1 21,4 2 8,3 ( + / - 2,3) v
Dactylorhiza fuchsii § 3 1 34,7 2 23,1 ( + / - 2,3) w
Dactylorhiza maculata 3 § 3 1 0,8 2 4,3 ( + / - 0,8) w
Dianthus carthusianorum § 1 1,6 2 4,6 ( + / - 0,6) w
Hieracium brachiatum G 1 27,6 2 27,3 ( + / - 3,1) w
Consolida regalis 3 1 2,5 3 2,3 ( + / - 1,2) s
Centaurium pulchellum § 3 1 0,8 4 4,9 ( + / - 0,4) s, w
Ophioglossum vulgatum 3 2 1 2,2 4 7,9 ( + / - 2,3) w
Epipactis palustris 3 § 2 1 1,6 5 2,1 ( + / - 0,8) w
Listera ovata § 1 1,6 5 2,1 ( + / - 0,8) w
Dianthus deltoides § 2 1,9 ( + / - 0,5) 1 8,4 w
Epipactis atrorubens § 2 2,0 ( + / - 0,4) 5 2,1 ( + / - 0,8) w
Sanguisorba officinalis 3 3 1,8 ( + / - 0,7) 1 11,4 w
Botrychium lunaria 3 § 3 3 1,9 ( + / - 1,1) 4 8,8 ( + / - 2,2) w
Filago arvensis 3 2 5 5,8 ( + / - 2,0) 2 13,9 ( + / - 2,3) w, e, a
Helichrysum arenarium 3 § 5 1,7 ( + / - 0,6) 2 4,8 ( + / - 0,3) w, e, a
Centaurium erythraea § 5 1,7 ( + / - 0,6) 5 3,4 ( + / - 1,4) s
Hieracium piloselloides 3 5 1,7 ( + / - 0,6) 5 3,0 ( + / - 1,3) w, e, a
Potamogeton berchtoldii 3 2 1,2 ( + / - 0,4) w
Scleranthus polycarpos 3 2 3,2 ( + / - 1,8) e
Carex vulpina agg. 3 3 2,2 ( + / - 1,2) w, e, s
Erucastrum nasturtiifolium 0 2 23,6 ( + / - 0,4) w
Gymnadenia conopsea § 3 2 3,0 ( + / - 0,9) w
Salix repens 2 2 9,7 ( + / - 1,9) w
Hieracium bauhini 3 3 7,9 ( + / - 0,6) w, e, a
Linum austriacum § 3 3,4 ( + / - 1,8) s
Platanthera chlorantha 3 § 3 3 9,7 ( + / - 6,5) w
Centaurea diffusa 3 4 4,1 ( + / - 2,5) w, e
75

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Art RL-D BArtSchV RL-LSA
Frequenz
Tagebaue
Nord
mittlere
Entfernung
nächste
Vorkommen
Frequenz
Tagebaue
Süd
mittlere
Entfernung
nächste
Vorkommen
Ausbreitungstypen
Ophrys apifera 2 § 3 4 6,5 ( + / - 3,3) w
Verbena officinalis 3 4 2,6 ( + / - 1,4) w
Dactylorhiza incarnata
2 § 2 5 3,3 ( + /
agg.
- 2,1) w
Mittelwert 6,2 ( + / - 9,4) 7,9 ( + / - 6,2)
Die Besiedlung der Rohböden der Bergbaufolgelandschaften kann als Primärsukzession bezeichnet
werden (PRACH 1987). Überraschenderweise ist in den untersuchten Tagebaugebieten schon nach
kurzer Zeit eine hohe Artenvielfalt vorhanden.
Dies steht im Gegensatz zu zahlreichen Untersuchungen über verzögerte Besiedlungsprozesse bei
Renaturierungsmaßnahmen, für die ausbreitungsbiologische Ursachen angenommen werden (z.B.
BAKKER et al. 1996, COULSON et al. 2001, VERHAGEN et al. 2001). Diese Filterwirkung wird auch
von PRIMACK & MIAO (1992) sowie BONN & POSCHLOD (1998) beschrieben. Unabhängig von den
morphologischen Anpassungen an Fernausbreitung fällt ein Großteil der Diasporen im Sinne eines
»seed shadows« unmittelbar neben der Mutterpflanze zu Boden. Es gibt nur wenige Arten, die
regelmäßig größere Entfernungen als 100 m zurücklegen (FISCHER 1987, WILLSON 1992,
PORTNOY & WILLSON 1993, TISCHEW 1994). In industriell geprägten Landschaften sind zudem
zahlreiche Zerschneidungs- und Isolationsfaktoren als weitere Filter anzunehmen. Gleichzeitig wird in
neueren Arbeiten darauf hingewiesen, dass der »tail« im »seed shadow« unterschätzt wird, d.h.,
einige wenige Diasporen können offensichtlich doch weitere Distanzen zurücklegen (BULLOCK &
CLARK 2000). Schon SILVERTOWN & LOVETT-DOUST (1993) betonten die Rolle nicht regelhafter
Ausbreitungsereignisse für die tatsächliche Verbreitung von Pflanzen. Nacheiszeitliche
Besiedlungsprozesse wären wesentlich langsamer vonstatten gegangen, wenn man nur die
durchschnittlichen Ausbreitungsdistanzen der Arten zugrunde legen würde (UDRA 1988,
GLIEMEROTH 1995, CLARK 1998). Gemeinsam ist diesen beiden Besiedlungsprozessen – nach den
Eiszeiten und nach dem Braunkohlentagebau – dass den Arten in der Etablierungsphase großflächig
offene und konkurrenzarme Standorte zur Verfügung standen. Eine ähnlich schnelle Besiedlung von
Rohbodenstandorten, wie sie in der vorliegenden Arbeit beobachtet wurde, beschreibt VAN
HESSBERG (2001) im Bereich redynamisierter Fließgewässer am Obermain. Das Vorhandensein
großflächig offener, konkurrenzarmer Standorte ist der wesentliche Unterschied zu den
Renaturierungsversuchen in bereits etablierten Pflanzengesellschaften wie z.B. Auenwiesen
(BISCHOFF 2002) und Magerrasen (GRAHAM & HUTCHINGS 1988).
In FISCHER et al. (1996) wird anschaulich belegt, dass Diasporen auch unabhängig von ihren
morphologisch-anatomischen Merkmalen weite Distanzen mit Schafen und anderen domestizierten
Arten zurücklegen können. Zoochorie wird häufig als eine sehr effektive Ausbreitungsform bezeichnet
(z.B. BOSSEMA 1979, JORDANO 1982, KOLLMANN 1992, BONN et al. 2000). Da die
Tagebauflächen vor allem zu Beginn der Besiedlungsprozesse für Tiere noch relativ unattraktiv sind
(vgl. auch WOLF 1985), ist ein erhöhter Anteil an zoochoren Arten vor allem in den intensiv mit
naturnäheren Bereichen im Umland vernetzten und in älteren Tagebaubereichen im Nordraum zu
verzeichnen. WILKINSON (1997) vermutet auf der Grundlage nacheiszeitlicher Besiedlungsprozesse,
dass viele „windausgebreitete Arten" nur für die lokale Ausbreitung eine morphologische Adaptation
an Anemochorie entwickelten und über weite Strecken durch Vögel transportiert werden. Da sich
zeitig Wasserflächen in den aufgegebenen Restlöchern bilden, ist dort eine Ausbreitung über
Wasservögel sehr wahrscheinlich. JÄGER (1964) korrelierte die Ausbreitung einiger Sippen sogar
über Kontinente hinweg mit den Zugstrecken von Wasservögeln. Als weiterer Ausbreitungsvektor
muss der Mensch betrachtet werden, da er unbeabsichtigt Diasporen an Schuhsohlen, Autoreifen,
Maschinen usw. in die Tagebaue einträgt (vgl. auch HODKINSON & THOMPSON 1997).
Für einen hohen Prozentsatz der über weite Distanzen eingewanderten Arten ist anhand der
Verbreitungszentren im Umland und der landschaftsökologischen Situation jedoch eine Ausbreitung
über Starkwinde und/oder Thermik wahrscheinlich. Das betrifft insbesondere die Tagebaubereiche im
Südraum. Viele Herkunftsgebiete der Arten liegen an Steilhängen und -ufern der Saale- und
Unstruttäler. Vor allem in den Sommermonaten kommt es an den Südhängen zu einer starken
Erwärmung und damit zur Entwicklung von thermischen Winden, die in Verbindung mit Turbulenzen,
z.B. vor Sommergewittern, Samen in höhere Luftschichten verfrachten können. SOLBRECK &
ANDERSSON (1987) fanden bei Fangexperimenten mit Insekten in höheren Luftschichten auch
Pflanzensamen. Die zahlreichen Windkanaluntersuchungen können vor allem den unter natürlichen
Verhältnissen unregelmäßig vorkommenden Turbulenzen und besonderen thermischen Verhältnissen
76

Ergebnisse und Diskussion
nicht gerecht werden (u.a. KADEREIT & LEINS 1988). Auch WOOD & DEL MORAL (2000) konnten
bei ihren Untersuchungen zu Besiedlungsprozessen nach Vulkanausbrüchen in den Samenfallen nur
die häufigen unter den aktuell etablierten Arten nachweisen. Entsprechende Untersuchungen in zwei
Tagebauen (Kayna-Süd und Mücheln-Innenkippe) konnten nur in zwei Fällen Diasporen nachweisen,
die aus über 100 m Entfernung eingetragen wurden (eigene, unveröff. Ergebnisse). Die insgesamt
sehr aufwendigen Diasporenfallenuntersuchungen sind damit nicht geeignet,
Fernausbreitungsereignisse statistisch abgesichert nachzuweisen. Für den Nachweis seltener, aber
für den Besiedlungsprozess durchaus relevanter Ereignisse ist eine großskalige Analyse von
Einwanderungsprozessen über längere Zeiträume unverzichtbar. Neben differenzierten Analysen von
Artenpools der Umgebung (SCHEIBLER 2003) sind vor allem auch experimentelle Ansätze zur
Bestimmung der Ausbreitungseigenschaften und –fähigkeiten der Arten sinnvoll (BULLOCK & CLARK
2000, TACKENBERG 2001).
BONN & POSCHLOD (1998) betonen, dass morphologische Merkmale zwar die Wahrscheinlichkeit
einer bestimmten Ausbreitungsweise erhöhen, andere Ausbreitungswege aber nicht ausschließen.
Die in den vorliegenden Auswertungen verwendete Datenbank von FRANK & KLOTZ (1990) wird in
Bezug auf die Angaben zu den Ausbreitungstypen von den Autoren als noch nicht zufriedenstellend
bezeichnet. Die derzeit im Aufbau befindlichen Datenbanken, die auch die graduelle Effizienz der
Ausbreitungstypen berücksichtigen, sind aber noch nicht komplettiert (z.B. BONN et al. 2000).
Im Gegensatz zu den Ergebnissen von KLOTZ et al. (2000) sind es nicht nur allgemein verbreitete
Arten, die in die Tagebaufolgeflächen einwandern. In einem Akkumulationsprozess können in
mittelfristigen Zeiträumen auch seltenere Arten aus der Umgebung der Tagebaue die als riesige
Diasporenfallen wirkenden Restlöcher mit ihren Böschungssystemen besiedeln. Viele dieser in der
Umgebung der Tagebaue seltenen Arten (Orchidaceen, Pyrolaceen, Ophioglossaceen) sind nach
BONN & POSCHLOD (1998) zu den Arten mit „winzigen“ Diasporen zu zählen, die sich durch extrem
langsame Fallgeschwindigkeiten auszeichnen. Bei den Orchidaceen ist die Kleinsamigkeit zusätzlich
mit einer ballonähnlichen Struktur verknüpft, so dass sie bei vertikalen Luftbewegungen (z.B. durch
Thermik verursacht) leicht in höhere Luftschichten gelangen und große Distanzen zurücklegen können
(BURROWS 1975). Voraussetzung für eine erfolgreiche Keimung und Etablierung der nicht mit
Nährgewebe ausgestatteten Samen in den stillgelegten Tagebauen ist das Vorhandensein von
offenen, konkurrenzarmen Standorten. Die von KLOTZ et al. (2000) untersuchten Flächen haben im
Vergleich zu unseren Untersuchungsflächen einen höheren Anteil an rekultivierten und aufgeforsteten
bzw. mit Rasensaaten begrünten Flächen, die eine Einwanderung von konkurrenzschwächeren und
selteneren Arten erschweren. Dagegen sind nach ungestörter Sukzession auf den Kippenflächen
bereits viele seltene und gefährdete Arten zu finden (u.a. PIETSCH 1998, FROMM et al. 1998, FBM
1999, DURKA et al. 1999a, b). Eine Relativierung des oft zu allgemeinen Anspruchs einer hohen
Artenvielfalt auf allen Flächen nimmt JAKOB et al. (2003) vor. Die relativ artenarmen, aber seltenen
Spezialistengesellschaften (z.B. Silbergraspionierfluren und Sandtrockenrasen) tragen zu nicht
unerheblichem Teil zur Biodiversität der Tagebauflächen bei und sind wertvolle Habitate für
spezialisierte Tierarten (ALTMOOS & DURKA 1998, HUSSEIN et al. 1999). Die Tatsache, dass
bereits mehr als ein Viertel des regionalen Artenpools des 272 km² großen, nicht durch Tagebau
beeinflussten Umkreises und mehr als die Hälfte bei Bezug auf den 30 km²-Umkreis in die
stillgelegten Tagebaue eingewandert ist, weist zusätzlich auf den hohen ökologischen Wert der in
dieser Arbeit untersuchten Sukzessionsbereiche hin. Im Gegensatz zu Ergebnissen von ZOBEL et al.
(1998) zeigt der Vergleich zwischen den Untersuchungsgebieten Nord und Süd keinen direkten
Zusammenhang zwischen dem Artenpool des direkt angrenzenden Umlandes und der floristischen
Diversität der Tagebaubereiche. Vor allem im Südraum werden Arten durch eine Einwanderung über
weite Distanzen in einer größeren zeitlichen Skala akkumuliert.
Arten in den Tagebauen: Ubiquisten, Neophyten oder gefährdete Arten?
Mit der folgenden Auswertung sollen die in die Tagebauflächen eingewanderten Arten einem
Vergleich mit dem Artenpool des Umlandes unterzogen werden und die Bedeutung der
Tagebaufolgeflächen für die Biodiversität des Landschaftsraumes, in dem sie sich befinden, bewertet
werden. Dazu wurden 10 Messtischblatt-Quadranten (MTBQ) der floristischen Kartierung von
Sachsen-Anhalt (je 30,25 km²), die keine Tagebauanteile aufweisen, zufällig ausgelost und mit den
Artenlisten von 6 untersuchten Tagebaubereichen mit hohen Anteilen an Sukzessionsflächen
verglichen. Es sollte damit geklärt werden, ob sich das Arteninventar der Tagebauflächen nur aus den
im Naturraum häufigen und weit verbreiteten Arten rekrutiert und im Naturraum geschützte und
gefährdete Arten eher eine Ausnahme darstellen, oder ob die Tagebaue die floristische Diversität des
77

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Landschaftsraumes erhöhen. Dabei waren die untersuchten Tagebauflächen mit 0,6 bis 2,6 km²
wesentlich kleiner als die damit verglichenen Messtischblatt-Quadranten des Umlandes (je 30,25 km²).
Im Vergleich der Artenzahlen weisen die Tagebauflächen bei weitaus geringeren Flächengrößen hohe
Gesamtartenzahlen auf (Tab. 29). Nach MACARTHUR & WILSON (1967) führt eine Verzehnfachung
der Fläche zur Verdopplung der Artenzahlen. Die Verhältnisse stellen sich für die Tagebaue deutlich
günstiger dar: Die analysierten 10 MTBQ des Naturraumes weisen mit einer im Durchschnitt 23fach
größeren Fläche im Mittel nur ca. doppelt so viele Arten auf. Die Artenzahl-Flächengrößen-Beziehung
nach MACARTHUR & WILSON (1967) wird damit positiv durchbrochen.
Tab. 29
Arten in den Tagebauen – Ubiquisten, Neophyten oder gefährdete Arten?
Tagebaubereiche
(nur Raster)
Vergleich der Tagebauflächen mit
gewachsenen Flächen des Naturraumes
Artenzahl
gesamt
% RL-
Arten**
% Neophyten
Flächengröße
(km²)
Zusätzliche Arten aus den Tagebauen zu den
10 MTBQ ohne Tagebauanteil
Artenzahl gesamt
RL-Arten**
Konfid.
95 %
Golpa-Nord 376 5,6 9,9 ca. 1,0 118,7 30,8 13,1 2,3
Mücheln-Innenkippe 236 6,8 12,3 ca. 2,6 63,7 13,1 12,8 1,2
Kayna-Süd 298 10,8 13,9 ca. 1,8 67,3 14,1 18,6 2,7
Muldenstein 287 6,3 7,7 ca. 0,8 87,1 21,6 13,0 1,9
Goitsche, Holzweißig –
West
227 4,8 11,9 ca. 1,8 66,9 15,4 8,5 0,9
Goitsche, Halde 10/35 186 5,9 7,5 ca. 0,6 53,0 14,7 7,3 1,0
10 MTBQ* ohne
Tagebauanteile
548,1 13,1 9,8 30,25
(Durchschnitt)
* MTBQ: Messtischblatt-Quadranten ** gefährdete und geschützte Arten
Konfid.
95 %
Der Anteil an neophytischen Arten ist in den untersuchten Tagebaubereichen nicht signifikant höher
als in den ausgewählten Umlandquadranten. Vor allem auf Flächen mit spontaner Sukzession konnte
bisher kein verstärktes Eindringen neophytischer Arten beobachtet werden; ihre Anteile liegen bei
durchschnittlich 5,4 % Deckung in der Baumschicht bzw. 0,7 % Deckung in der Krautschicht. Sie sind
damit deutlich niedriger als auf rekultivierten Flächen, wo der Deckungsanteil durchschnittlich 21,5 %
bzw. 1,6 % beträgt. In Tab. 29 sind weiterhin die jeweils zu den 10 Messtischblatt-Quadranten des
Umlandes zusätzlichen Arten dargestellt. Es wird deutlich, dass die einzelnen Tagebaue im
Durchschnitt zwischen 53 und 119 Arten aufweisen, die nicht in den 10 ausgelosten Messtischblatt-
Quadranten vorkommen, obwohl die Flächengröße der untersuchten Tagebaue mit 0,2 km 2 bis 1,8
km 2 deutlich unter den Vergleichsflächen (MTBQ) im Umland liegt. Im Durchschnitt sind zusätzlich 7
bis 19 geschützte und gefährdete Arten auf den Kippenflächen zu verzeichnen, damit können
Tagebaufolgeflächen auch in Hinblick auf naturschutzfachlich wertvolle Arten zur Erhöhung der
floristischen Diversität der umgebenden Landschaft beitragen.
Für urbane Standorte in europäischen Großstädten gibt PYŠEK (1998) einen Neophytenanteil von
25 % an. Die in den Tagebauen, durch Abbau verursachte, stark anthropogene Störung erzeugt
großflächig nacheiszeitliche Verhältnisse; dadurch sind die Flächen mit städtischen Ökosystemen nur
wenig vergleichbar. Die extremen, nährstoffarmen Standorte der Tagebaue bieten den meisten
Neophyten keinen geeigneten Lebensraum, dadurch liegt der Neophytenanteil in den Tagebauen nur
wenig über dem des urbanen, land- und forstwirtschaftlichen Umlandes. Da in den
Sukzessionsbereichen nach Stillegung des Tagebaubetriebes keine weiteren menschlichen
Störungen erfolgten, kann nach KOWARIK (1988) in Hinblick auf den Hemerobiegrad auch von einer
ahemeroben Vegetation gesprochen werden (vgl. auch FELINKS 2000).
Langfristig gesehen, können besonders auf rekultivierten Flächen die durch die konventionelle
Rekultivierung eingebrachten Arten problematisch werden. Vor allem die zwar standortgerechten,
aber gebietsfremdem Gehölze (z.B. Quercus rubra, Hippophae rhamnoides, Elaeagnus angustifolia)
und Regelansaatmischungen (z.B. Festuca ssp., Poa supina, Sanguisorba muricata) stellen ein
Problem dar, dessen Folgen (z.B. Einengung der genetischen Diversität, Auskreuzungseffekte) bisher
noch kaum untersucht sind (KOWARIK & SEITZ 2001, FBM 1999). Es ist anzuraten, die
Populationsentwicklung von besonders aggressiven Arten, wie z.B. Rot-Eiche, Sanddorn oder
Ölweide, zu beobachten, um gegebenenfalls rechtzeitig eingreifen zu können. In zukünftigen
Rekultivierungsplanungen sollte auf den Einsatz von neophytischen und gebietsfremden Problemarten
verzichtet werden.
78

Ergebnisse und Diskussion
4.1.1.1.2 Bedeutung von Altwaldresten für die Wiederbesiedlungsprozesse und die
Waldentwicklung nach dem Braunkohlenabbau: Fallbeispiel „Goitsche-Inseln“
(Sandra Benkwitz, Andreas Lebender & Sabine Tischew)
Zielstellung und Rahmenbedingungen
Der Erhalt von Resten der Kultur- oder der Naturlandschaft bei Abbauprozessen bzw. in unmittelbarer
Umgebung der Abbaufelder als wesentliche Lieferbiotope für Renaturierungsprozesse wird zwar
vielfach gefordert (u.a. MÖCKEL 1998, BROZIO 1998, BAIRLEIN et al. 1989, BAIRLEIN 1998),
konkrete Fallbeispiele sind aber bislang kaum untersucht worden. Das betrifft sowohl das
Persistenzvermögen von naturnahen Strukturen unter den Randeinflüssen des Abbaus, als auch die
Regenerationsprozesse nach dem Abbau und die Wirkung als Lieferbiotope für Besiedlungsprozesse
auf den Folgeflächen des Abbaus.
Am Beispiel der Altwaldreste im Tagebaugebiet Goitsche, die über einen Zeitraum von ca. 50 Jahren
als Biotopinseln in einem 60 km² großen Tagebau vom Abbau verschont wurden, soll deshalb der
Frage nachgegangen werden, welches Artenpotenzial sich über diesen Zeitraum hinweg erhalten
konnte. Da für Waldarten nur sehr langsame Ausbreitungsgeschwindigkeiten angegeben werden
(WULF 1994, BONN & POSCHLOD 1998), soll außerdem der Frage nachgegangen werden, welche
Rolle diesen Arten in den Besiedlungsprozessen der umgebenden Kippenflächen zukommt. Als
differenzierende Faktoren werden dabei zusätzlich die Entfernung potenziell geeigneter Flächen und
bereits entwickelte Vegetationsstrukturen betrachtet. Dazu werden zum einen ein Pionierwald auf
verkippter Fläche in die Auswertungen einbezogen, als auch direkt angrenzende, abgeschobene
Flächen unterschiedlich entwickelter Vegetationsstrukturen. Da der Entwicklung von vielfältigen
Waldstrukturen in der Tagebaufolgelandschaft eine große Bedeutung beigemessen wird (WOLF 1989,
1998), sollen die Ergebnisse auch im Hinblick auf eine eventuelle Steuerung der
Sukzessionsprozesse diskutiert werden.
Bei den Untersuchungsgebieten handelt es sich um drei Inseln (Bärenhofinsel, 25 ha; Halbinsel
Tagesanlagen IIa, 66 ha; Halde 10/35, 28 ha) am südlichen Rand des Restloches Bärenhof. Dieses
zieht sich vom Zentrum bis in den nördlichen Teil der Goitsche hin. Das Restloch wurde 1949
aufgeschlossen und bis 1991 ausgekohlt.
Die Bärenhofinsel und die Halbinsel Tagesanlagen IIa sind gewachsene Standorte die vom Abbau
verschont blieben. Dort stocken Reste des ehemals am alten Muldelauf vorhandenen Waldes, dem
sogenannten „Bärenholz“. Die Waldreste weisen heute keine zusammenhängende Form mehr auf.
Die Teilstücke umfassen auf der Bärenhofinsel eine Fläche von insgesamt 5 ha, auf den
Tagesanlagen IIa von 7 ha. Sie wurden auch nach Abbaubeginn weiterhin forstlich genutzt. Es wurden
v.a. auf den Tagesanlagen IIa stellenweise Gehölze gepflanzt und ein Teil des Waldrestes der
Bärenhofinsel als Niederwald bewirtschaftet. Mit Beginn der Sanierung im Tagebau wurde die
Bewirtschaftung eingestellt und der Bestand ein letztes Mal geräumt. Ebenfalls zu diesem Zeitpunkt
erfolgten neben dem Abriss sämtlicher Gebäude (Tagesanlagen) stellenweise Maßnahmen zur
Böschungssicherung. Dabei wurden vor allem auf der Bärenhofinsel zukünftige Flachwasserbereiche
geschaffen. Des Weiteren wurden die Offenlandbereiche der Inseln mit Baumarten der potenziell
natürlichen Vegetation des Landschaftsraumes aufgeforstet.
Die Halde 10/35, auch Tonberg genannt, entstand vor ca. 40 Jahren durch die Verkippung stark
tonhaltigen, quartären Substrates (Flächenschüttung 07/61). Der Standort wurde der Sukzession
überlassen. Daraufhin konnte sich innerhalb eines relativ kurzen Zeitraumes ein Birken-Pionierwald
entwickeln, der momentan eine Fläche von 12 ha umfasst. Im Zuge der Sanierungstätigkeiten wurde
1998 ein Großteil der Böschungsbereiche gesichert und eingesät sowie stellenweise Gehölze
(Populus tremula und Alnus glutinosa) eingebracht. Aus Abb. 22 wird die Lage der drei untersuchten
Standorte zueinander sowie die Größe und Verteilung der Waldflächen deutlich.
79

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Insel
Halde 10/35
Bärenhof-Insel
Wasserfläche
Festland
(Tagebaufläche)
Halbinsel
Tagesanlagen IIa
Minimale Entfernung der Waldbestände
Bärenhof-Insel - Halde 10/35 1,3km
Tagesanlagen IIa - Halde 10/35 0,3km
Grenzen
Uferlinie/
Grenze Untersuchungsgebiet
Festlandanbindung
Waldbestände
Pionierwald
Altwaldrest
Abb. 22
Lage der Untersuchungsgebiete im Restloch Bärenhof und Verteilung der Waldbestände
Arten- und Regenerationspotenzial der Altwaldbestände
Im Rahmen von Geländebegehungen in den Jahren 1999 und 2000 wurden vollständige Artenlisten
für die Untersuchungsgebiete erstellt. In den zu charakterisierenden Waldstandorten wurden im
Sommer 1999 Dauerbeobachtungsflächen zur Aufnahme der Vegetation eingerichtet (12 im Waldrest
der Bärenhofinsel sowie 20 im Waldrest der Tagesanlagen IIa). Die Größe der gehölzbestandenen
Aufnahmeflächen lag zwischen 100 und 400 m². Die Erfassung der Vegetation erfolgte in den
Monaten Juli/August des Jahres 1999 und Mai sowie Juli/August des Jahres 2000 (zur Methodik siehe
auch Kap. 2.8). Dadurch sollten der Sommer- sowie vor allem der Frühjahrsaspekt der
Altwaldbestände mit hohem Geophytenanteil er und dokumentiert werden. Die Bezeichnung der
Pflanzengesellschaften erfolgte nach SCHUBERT et al. (2001). Auf den beiden gewachsenen
Standorten wurde jeweils ein Raster mit Teilflächengrößen von 50 m x 50 m eingerichtet (Abb. 23).
Das Rasternetz umfasste auf der Bärenhofinsel 28, auf den Tagesanlagen IIa 73 Teilflächen und
beinhaltete nahezu alle Restwaldflächen. Im Raster wurden 6 Gehölze sowie 28 Arten der
Krautschicht erfasst (Tab. 30). Die Datenerhebung erfolgte in den Monaten April und Mai sowie Juni
und Juli 2000 und umfasste die Parameter Deckungsgrad (bei Gehölzen je Höhenklasse:
< 0,5 m/0,5 – 3 m/> 3 m) und Fertilität. Des Weiteren wurde ein Teil des Rasters der Tagesanlagen IIa
mit einem 25 m x 25 m Raster unterlegt. Dieses Transekt diente der Untersuchung von
Ausbreitungsprozessen von Waldbodenpflanzen und Gehölzen in angrenzende, bergbaulich
beeinflußte Bereiche. Für die Auswertung der Ergebnisse des 25 m x 25 m – Transektes wurden die
80

Ergebnisse und Diskussion
jeweils nebeneinander liegenden Teilflächen zu einer 25 m x 50 m – Teilrasterfläche
zusammengefasst.
Raster Bärenhofinsel
Raster Tagesanlagen IIa
nördliches Teilraster (GT2)
südliches Teilraster (GT1)
Waldgrenze
50 m x 50 m Fläche
25 m x 25 m Fläche
Abb. 23
Rasterflächen auf den gewachsenen Standorten
Tab. 30
Ausgewählte Arten der Kartierung im 50 m x 50 m-Raster
Gehölze
Betula pendula, Carpinus betulus, Fraxinus excelsior, Quercus petraea, Quercus robur, Tilia cordata
Arten der Krautschicht
Waldarten:
Adoxa moschatellina, Allium ursinum, Anemone nemorosa, Anemone ranunculoides, Arum maculatum, Brachypodium
sylvaticum, Convallaria majalis, Corydalis intermedia, Dactylis polygama, Galeobdolon luteum, Lilium martagon, Melampyrum
nemorosum, Melica nutans, Mercurialis perennis, Milium effusum, Polygonatum multiflorum, Pulmonaria officinalis,
Ranunculus ficaria, Stellaria holostea, Veronica hederifolia, Viola reichenbachiana, Viola riviniana
Offenland- und Vorwaldarten:
Calamagrostis epigejos, Fragaria vesca, Hypericum perforatum, Inula conyza, Tanacetum vulgare
Für die Waldflächen konnten überwiegend Lehmbodenarten mit unterschiedlich hohen Schluff- und
Sandanteilen festgestellt werden. Die pH-Werte lagen überwiegend im mäßig bis sehr stark sauren
Bereich. Für beide Waldstandorte wurde ein ausgeglichenes und relativ enges C/N-Verhältnis
festgestellt (Tab. 31). Die Versorgung mit Nährstoffen gestaltete sich partiell als unzureichend.
Während sich die Stickstoffwerte an der oberen Wertgrenze orientierten, wurden Defizite bei der
Kaliumversorgung und teilweise extrem niedrige Phosphat-Werte festgestellt. Die Beeinträchtigung
des Wasserhaushaltes durch Grundwasserabsenkung fällt auf Grund stauender Schichten
(Toneinlagerungen) hier geringer aus. Dennoch zeigen insbesondere die in der Vitalität geschädigten
Eichen Trockenstressperioden an (BENKWITZ 2001).
Tab. 31
Ergebnisse (Mittelwerte) der Bodenuntersuchungen für die Waldflächen der gewachsenen Standorte
Tiefen 0 - 10 cm und 10 – 20 cm, organischer Stickstoff und Kohlenstoff (Verbrennungsanalsyse nach DUMAS),
Kalium und Phosphat (Doppellaktatmethode nach EGNER/RIEHM), pH-Wert (elektrometrisch in CaCl 2 )
Stickstoff [%] Kohlenstoff [%] Kalium [mg/100g] Phosphat [mg/100g]
Tiefe in cm 0 - 10 10 - 20 0 - 10 10 - 20 0 - 10 10 - 20 0 - 10 10 - 20
Bärenhofinsel 0,52 0,2 8,23 2,75 21,1 8,8 3,3 2,5
Tagesanlagen IIa 0,46 0,24 7,09 3,25 13,4 4,7 0,8 0,4
81

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Die floristisch-vegetationskundlichen Auswertungen zum Arten- und Regenerationspotenzial
ergaben folgende Ergebnisse: Für die Bärenhofinsel konnten insgesamt 246 Gefäßpflanzen
nachgewiesen werden. Davon waren 96 Arten innerhalb des Altwaldrestes vorhanden. Auf der
Halbinsel Tagesanlagen IIa konnte mit 279 Pflanzenarten eine ähnlich hohe Artenzahl erfasst werden.
Für das Gebiet des Altwaldrestes erfolgte der Nachweis für 135 Arten. Tab. 32 sind alle auf den Inseln
vorhandenen Arten der Roten Liste des Landes sowie des Bundes zu entnehmen.
Tab. 32
Nachgewiesene gefährdete Pflanzenarten der gewachsenen Standorte (gesamte Inselfläche)
Legende: (Häufigkeitsangaben: s = selten, z = zerstreut, v = verbreitet)
RL-LSA - Rote Liste der gefährdeten Farn- und Blütenpflanzen des Landes Sachsen-Anhalt (KORNECK et al. 1998)
2 - stark gefährdet, 3 – gefährdet
RL-BRD - Rote Liste der gefährdeten Farn- und Blütenpflanzen des Landes Sachsen-Anhalt (KORNECK et al. 1998)
3 – gefährdet
Wissenschaftl. Artname Deutscher Artname RL-LSA RL-BRD
Bärenhofinsel
Vorkommen im
Altwaldrest
Euphorbia dulcis (s) Süße Wolfsmilch 2 - x
Ulmus minor (z) Feld-Ulme - 3
Tagesanlagen IIa
Dianthus armeria (s) Rauhe Nelke 3 -
Euphorbia dulcis (v) Süße Wolfsmilch 2 - x
Leucojum vernum (z) Märzbecher 3 3 x
Melampyrum nemorosum (v) Hain-Wachtelweizen 3 - x
Sanguisorba officinalis (s) Großer Wiesenknopf 3 -
Ulmus minor (z) Feld-Ulme - 3 x
Trotz der lang andauernden forstlichen Beeinflussung kann für die Laubwaldreste eine
pflanzensoziologische Charakterisierung erfolgen. Sie sind der dem Verband Carpinion betuli (Eichen-
Hainbuchenwälder) untergeordneten (Zentral-)Assoziation des Stellario holosteae-Carpinetum betuli
(Sternmieren-Stieleichen-Hainbuchenwald) zuzuordnen. Die namensgebenden Arten Carpinus
betulus und Stellaria holostea waren auf beiden Untersuchungsflächen vertreten. Ferner fanden sich
fast alle Charakterarten der Assoziation (Carpinus betulus, Quercus robur, Tilia cordata, Fraxinus
excelsior, Corylus avellana, Stellaria holostea, Aegopodium podagraria, Deschampsia cespitosa,
Stachys sylvatica und Ranunculus ficaria). Zu der vorgenommenen Charakterisierung ist anzumerken,
dass vorrangig auf der Bärenhofinsel in der Feldschicht vermehrt einige Kennarten des Adoxo-
Acerietum pseudoplantani (Moschuskraut-Bergahornwald) vorhanden waren (Arum maculatum,
Adoxa moschatellina und Corydalis intermedia), weiterhin waren die Kennarten Sambucus nigra in der
Strauchschicht und Acer pseudoplatanus in der Baumschicht häufiger vertreten.
Wie bereits erwähnt, unterlag die Baumschicht in der Vergangenheit forstlichen Eingriffen. Als
häufigste Art der Baumschicht ist Carpinus betulus zu nennen. Dennoch dominierten v.a. auf den
Tagesanlagen IIa stellenweise bestimmte Edellaubhölzer. Im Rahmen von Pflanzungen wurden in der
Vergangenheit beispielsweise Fraxinus excelsior und Quercus robur vorzugsweise in den Bestand
eingebracht. Eine naturnahe Durchmischung verschiedener Baumarten und die assoziationstypische
Aufteilung der Baumschicht in eine ober- und unterständige Schicht, wie für die vorliegende
soziologische Einheit eigentlich kennzeichnend (vgl. OBERDORFER 1992, PFADENHAUER 1997), ist
daher nicht überall zu finden. Im Rahmen von Vitalitätsuntersuchungen an Quercus robur wurde
zudem deutlich, dass die Gehölze auf Grund jahrzehntelanger Beeinträchtigungen, hervorgerufen
durch den gestörten Wasserhaushaltes der Standorte, Schäden aufwiesen (BENKWITZ 2001). Die
Strauchschicht war zumeist spärlich ausgeprägt. Zu nennen sind Arten bzw. Sippen wie Crataegus
spec., Corylus avellana, Cornus sanguinea, Euonymus europaea und Sambucus nigra.
Im Frühjahr sind die Waldreste durch eine sehr dichte und geophytenreiche Krautschicht
gekennzeichnet, wobei auf der Bärenhofinsel Ranunculus ficaria, auf den Tagesanlagen IIa
Mercurialis perennis und Allium ursinum dominierten. Der Anteil von Waldbodenpflanzen an der
Gesamtartenzahl der Waldreste betrug bei teilweise sehr hohen Deckungsgraden 61 %
(Bärenhofinsel) bzw. 49 % (Tagesanlagen IIa). Die insgesamt hohe Stetigkeit der Arten Stellaria
holostea und Ranunculus ficaria in beiden Beständen unterstreichen die Zugehörigkeit zu der
herausgestellten Assoziation. Weiterhin fanden sich auf den Tagesanlagen IIa häufiger die Kennarten
Stachys sylvatica, Deschampsia cespitosa und Aegopodium podagraria, zudem soll noch das
Vorkommen von Lilium martagon erwähnt werden. Neben den typischen Waldarten waren bereits
zahlreiche Pflanzen anderer Standorte in den Waldresten vorhanden. Dabei handelte es sich um
Arten folgender Gruppen: Vorwälder, frische Wiesen, Staudenfluren, Schlag- und
82

Ergebnisse und Diskussion
Saumgesellschaften, Ruderal- und Segetalgesellschaften und Magerrasen (vgl. Tabellen Anlage 8.1
und 8.2).
Für die Laubwaldreste wurde eine Zustandsanalyse über ökologische Gruppen (nach
HOFMEISTER 1990) und Zeigerwertspektren (nach ELLENBERG et al. 1992) durchgeführt.
Berücksichtigt wurden dabei alle über die Vegetationsaufnahmen erfassten Arten. Im Laubwaldrest
der Bärenhofinsel dominierten bei insgesamt 10 ökologischen Gruppen insbesondere die Arten der
Busch-Windröschen- und Brennessel-Gruppe. Im Laubwaldrest der Tagesanlagen konnten 12
ökologische Gruppen festgestellt werden, wobei besonders zahlreich die Arten der Busch-
Windröschen- und Bingelkraut-Gruppe vertreten waren. Tab. 33 sind alle ökologischen Gruppen und
die zugeordneten Arten der einzelnen Waldreste zu entnehmen.
Tab. 33
Ökologische Gruppen des Artenspektrums der Vegetationsaufnahmen in den Altwaldresten
Altwaldrest Bärenhofinsel
Altwaldrest Tagesanlagen IIa
Convallaria majalis-Gruppe
Buchen-, Eichenmischwälder, Gebüsche, mäßig sauer bis schwach alkalisch, trocken bis mäßig trocken
Convallaria majalis
Convallaria majalis, Astragalus glycyphyllos
Anemone nemorosa-Gruppe
Laub- und Nadelmischwälder, auf nicht zu sauren Böden regelmäßig, weite ökologische Amplitude
Milium effusum, Anemone nemorosa, Stellaria holostea,
Dactylis polygama, Poa nemoralis, Galeopsis tetrahit
Milium effusum, Anemone nemorosa, Stellaria holostea,
Dactylis polygama, Poa nemoralis, Phyteuma spicatum
Lamiastrum galeobdolon-Gruppe
Laub- und Nadelmischwälder, nährstoffreich, schwach sauer bis alkalisch, trocken bis mäßig feucht
Galeobdolon luteum, Brachypodium sylvaticum, Viola
reichenbachiana, Polygonatum multiflorum
Galeobdolon luteum, Brachypodium sylvaticum, Polygonatum
multiflorum
Mercurialis perennis-Gruppe
Laub- und Nadelmischwälder, nährstoff- und basenreiche, mäßig trockene bis mäßig feuchte Böden
Mercurialis perennis, Melica nutans, Campanula trachelium,
Melica nutans
Lilium martagon, Lathyrus vernus, Hepatica nobilis
Athyrium filix-femina-Gruppe
Laub- und Nadelmischwälder, frische bis feuchte Böden, meidet sauerste Standorte
Deschampsia cespitosa, Geum urbanum, Ajuga reptans,
Deschampsia cespitosa, Geum urbanum, Ajuga reptans
Geranium robertianum
Circea lutetiana-Gruppe
Laub- und Nadelmischwälder, nährstoffreich, schwach sauer bis alkalisch, frisch bis feucht
Scrophularia nodosa, Ranunculus ficaria, Adoxa
Scrophularia nodosa, Ranunculus ficaria, Arum maculatum
moschatellina, Arum maculatum
Corydalis cava-Gruppe
Laub- und Nadelmischwälder, nährstoff- und basenreich, frisch bis feucht, gut durchlüfteter Boden
Allium ursinum
Carex remota-Gruppe
Auenwälder, feuchte Mischwälder, nährstoffreich, basenarm, sickerfeucht bis nass
Stellaria nemorum, Carex brizoides
Stellaria nemorum
Stachys sylvatica-Gruppe
Edellaubmischwälder, Mischwälder feuchter Ausprägung, nährstoff- und basenreich, feucht bis nass
Stachys selvatica
Stachys sylvatica
Urtica dioica-Gruppe
Waldgesellschaften nährstoffreicher Ausbildung, mäßig sauer bis alkalisch, frisch bis feucht
Urtica dioica, Galium aparine, Alliaria petiolata, Glechoma
hederacea, Chaerophyllum temulum
Urtica dioica, Galium aparine, Alliaria petiolata, Glechoma
hederacea
Aegopodium podagraria-Gruppe
Auenwälder, nährstoffreiche Eichen-Hainbuchenwälder, schwach sauer bis basenreich, frisch bis feucht
Rubus caesius, Veronica hederifolia
Rubus caesius, Veronica hederifolia, Aegopodium podagraria
Epilobium angustifolium-Gruppe
v.a. Schlagfluren, basenreiche und bodensaure Standorte
Calamgrostis epigejos, Torilis japonica, Fragaria vesca
Die mittleren Zeigerwerte gestalteten sich für beide Laubwaldreste ähnlich (Tab. 34). Etwa gleich hohe
Anteile nahmen in beiden Waldresten die Arten der dominierenden Lichtzahlen L4 - L7 (Halbschattenund
Halblichtpflanzen) ein. Für die Tagesanlagen IIa ist anzumerken, dass mit ca. 8 % Lichtpflanzen
(L8) vertreten waren, die auf den Aufnahmeflächen im Waldrest der Bärenhofinsel nicht vorkamen. Mit
ca. 65 % fanden sich in gleich hohem Maß Frischezeiger (F4, F5).
83

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Das Reaktionsspektrum konzentrierte sich auf die Reaktionszahlen R5 - R8, kennzeichnend waren
Schwachsäure- bis Schwachbasenzeiger. Ein breites Spektrum wiesen die Waldflächen bezüglich der
Nährstoffsituation auf. Den Waldrest der Bärenhofinsel prägten Arten mäßig bis sehr stickstoffreicher
Standorte (N6 - N9). Diese Tendenz war auf den Tagesanlagen nicht zu vermerken. Hier waren Arten
stickstoffärmerer wie auch stickstoffreicher Standorte zu gleichen Teilen vertreten.
Tab. 34
Mittlere Zeigerwerte (nach ELLENBERG et al. 1992) des Artenspektrums der Vegetationsaufnahmen in den
Waldresten der gewachsenen Standorte
Altwaldrest Licht Feuchte Reaktion Nährstoffe
Bärenhofinsel 5,1 4,8 3,3 5,3
Tagesanlagen IIa 5,4 4,6 4,5 4,7
Die Rasterkartierung im 50 m x 50 m – Raster zeigte, dass Carpinus betulus und Fraxinus excelsior
die beiden häufigsten Gehölze in allen drei Höhenklassen waren, gefolgt von Quercus robur. Die
Ergebnisdarstellung bezieht sich daher auch vorrangig auf diese drei Arten. Die mittleren
Deckungswerte (Abb. 24) gestalteten sich recht ähnlich, die Verteilung der Arten im Raster
(Frequenzen) dagegen unterschiedlich. Beispielsweise war Quercus robur in der Baumschicht auf den
Tagesanlagen IIa mit einer geringeren Frequenz in den Rasterteilflächen vertreten als auf der
Bärenhofinsel, die beiden unteren Höhenklassen wiesen im Gegensatz dazu eine wesentlich höhere
Frequenz auf. Quercus petraea fehlte auf der Bärenhofinsel vollständig. Für alle erfassten
Gehölzarten beider Raster konnte festgestellt werden, dass fertile Individuen ausschließlich in der
Höhenklasse > 3 m vorhanden waren. Zudem ist anzumerken, dass kaum Naturverjüngung stattfindet
(vgl. Abb. 24). Zwar war für Carpinus betulus und Fraxinus excelsior im Frühjahr ein hohes
Aufkommen an Keimlingen und Juvenilen zu verzeichnen, jedoch wurde deutlich, dass die mittleren
Deckungsgrade in der zweiten Höhenklasse (0,5 - 3 m) abnahmen. Die weiteren erfassten Arten
Quercus robur, Quercus petraea, Tilia cordata und Betula pendula waren in den beiden unteren
Höhenklassen kaum vertreten, eine Verjüngung findet bei diesen Arten praktisch nicht statt.
Abschließend ist die relativ hohe Wilddichte im gesamten Untersuchungsraum zu erwähnen. Häufig
war zu beobachten, dass Gehölze der mittleren Höhenklasse deutlich verbissen waren und teilweise
Krüppelwuchs aufwiesen. Betula pendula wies als Pionierbaumart innerhalb der Waldreste nur
geringe Frequenzen und Deckungen sowie eine niedrige Fertilitätsrate auf. Die Art wird offensichtlich
allmählich aus beiden Altwaldbeständen zurückgedrängt, oftmals waren nur ältere, sterile Bäume mit
geringerer Vitalität zu beobachten.
Mittlere Deckung in %
25
20
15
10
5
Deckung
Frequenz
3m
3m
100
80
60
40
20
Frequenz
0
BH T2a BH T2a BH T2a
Carpinus betulus
Fraxinus excelsior
Quercus robur
0
Abb. 24
Mittlere Deckungswerte und Frequenzen ausgewählter Gehölze in drei Höhenklassen (< 0,5 m/0,5 - 3 m/>
3 m) im 50 m x 50 m – Raster des jeweiligen Standortes.
BH = Bärenhofinsel, T2a = Tagesanlagen IIa
Im Ergebnis der Rasterkartierung konnte weiterhin festgestellt werden, dass bei vergleichender
Betrachtung der Waldreste der Bärenhofinsel folgende, die Krautschicht im Waldbestand der
Tagesanlagen IIa besonders charakterisierende Waldbodenpflanzen nicht vorhanden waren: Allium
ursinum, Mercurialis perennis und Melampyrum nemorosum. Weiterhin waren unterschiedlich hohe
Frequenz- und Deckungswerte bei vielen der rasterkartierten Arten festzustellen. Während
beispielsweise im Waldrest der Bärenhofinsel Ranunculus ficaria, Veronica hederifolia, Adoxa
moschatellina und Stellaria holostea fast flächendeckend mit hoher Frequenz und Deckung vorkamen,
gestalteten sich diese Vorkommen auf den Tagesanlagen eher licht.
84

Ergebnisse und Diskussion
Im Rahmen der Erfassung konnte festgestellt werden, dass auf beiden Standorten Waldarten wie
beispielsweise Ranunculus ficaria und Anemone nemorosa auch in angrenzende Offenlandbereiche
(Wiesenflächen) eingewandert waren. Die erfassten Vorwald- und Offenlandarten waren fast
ausschließlich außerhalb der Waldbestände und dort in hoher Stetigkeit zu finden, eine Einwanderung
in diese war für die Bärenhofinsel nicht, für die Tagesanlagen jedoch vereinzelt zu beobachten.
Die Vegetation der Altwaldreste unterlag in den letzten Jahrzehnten auf Grund der Abbautätigkeit
zweifellos einer Veränderung. Bedauerlicherweise ist über den Zustand und die floristische
Ausstattung des ehemaligen größeren Waldstückes „Bärenholz“ vor dem Aufschluss des Tagebaus
nichts bekannt, so dass eine vergleichende Betrachtung nicht erfolgen kann. Auf Grund der
Zustandsanalyse über ökologische Gruppen und ökologisches Verhalten kann herausgestellt werden,
dass sich in der hohen Schattenverträglichkeit der Arten die Geschlossenheit und das reife
Sukzessionsstadium der Laubwaldreste widerspiegelt. Einen deutlichen Hinweis auf eine
Devastierung geben jedoch das Vorkommen von Lichtarten im Waldrest der Tagesanlagen IIa, die
deutlich Randflächeneffekte des stark zerteilten Waldstückes widerspiegeln, sowie Arten der Urtica
dioica- und Aegepodium podagraria-Gruppe. Anzumerken ist, dass Urtica dioica selbst nicht zwingend
als Störzeiger zu werten ist. SCHUBERT (1972) führt diese Art als typischen Begleiter feuchter
Eichen-Hainbuchenwälder und insbesondere für das Stellario holosteae-Carpinetum betuli an.
Der Feuchtehaushalt ist als wechseltrocken zu bezeichnen und obwohl zahlreiche Frischezeiger den
Bestand auszeichnen, muss doch ein alternierender Wasserhaushalt angenommen werden. Das
reiche Vorkommen an Frischezeigern ist bei Kenntnis der veränderten Umweltbedingungen, die sich
mit Beginn der Abbautätigkeit einstellten, differenzierter als auf ungestörten Standorten zu werten.
ELLENBERG et al. (1992) konstatieren: Standortveränderungen werden selten sofort angezeigt, weil
sich Relikte der früheren Artenkombinationen noch lange halten können. Als eben solches Relikt
könnte der Reichtum an Frischezeigern betrachtet werden. Als wahrscheinlicher ist aber anzunehmen,
dass die Niederschläge in Kombination mit stauenden Schichten ausreichend waren, um insgesamt
günstige Bedingungen für die Dauer der Grundwasserabsenkung zu gewährleisten.
Während die Krautschicht auf Grund der Vielzahl an Geophyten und anderen Waldbodenpflanzen als
vermutlich wenig geschädigt bezeichnet werden kann, machen doch eingeschränkte
Vitalitätszustände untersuchter Eichen (BENKWITZ 2001) Beeinträchtigungen der Flora deutlich. Für
ihre geringe Größe wiesen die Waldreste hohe Artenzahlen auf, die für Waldflächen nicht unbedingt
natürlich sind und eine Devastierung anzeigen können. Schon SCHERZINGER (1996) gibt den
Hinweis, dass die Artenvielfalt im Wald nicht zwangsläufig mit Naturnähe gleichzusetzen ist. Im Fall
der untersuchten Laubwaldreste ist die Artenvielfalt teilweise durch eingewanderte Grünlandarten
(z.B. Cirsium arvense, Centaurea jacea und Hypericum perforatum) bedingt, die jedoch immer nur
vereinzelt und stets steril auftraten. Maßgeblich waren Waldarten für die Bestände charakteristisch.
Insbesondere soll auch darauf hingewiesen werden, dass Charakter- und diagnostisch wichtige Arten
der Assoziation des Stellario holosteae-Carpinetum betuli (Sternmieren-Stieleichen-Hainbuchenwald)
noch relativ häufig vertreten waren. Zudem weist der Reichtum an Geophyten im Frühjahr auf einen
assoziationstypischen Charakter hin.
Im Rahmen des Grundwasserwiederanstieges ist infolge des hohen Artenpotenzials und
Diasporenvorrates unbedingt von einer Regeneration der Waldreste auszugehen. Zudem werden
durch die angrenzend aufgeforsteten Offenlandbereiche insbesondere auf den Tagesanlagen IIa
Randeinflüsse gemindert. Als problematisch ist lediglich die fehlende Verjüngung der
assoziationstypischen Baumarten innerhalb der Waldreste zu sehen. Das Auftreten von Keimlingen
und Jungpflanzen, wie über die Rasterkartierung dokumentiert, kann nach SEIDLING (1991) auf
Grund des hohen Mortalitäts-Risikos (z.B. Verbissrisiko) noch nicht mit einem wirklichen
Verjüngungserfolg gleichgesetzt werden. Diese Aussage trifft insbesondere für die Gattung Quercus
zu.
Ausbreitung von Waldbodenpflanzen und Gehölzen - die Altwaldreste als Lieferbiotope
In den Altwaldteilbeständen mit partiell sehr hoher Deckung der Gehölzschicht wurden auf den
einzelnen Rasterteilflächen zwischen 13 und 28 Arten gefunden, die den Waldarten zuzurechnen sind.
In dem lichten angrenzenden Vorwaldbestand konnten sich auf den untersuchten Flächen bereits bis
zu 15 Waldbodenpflanzen ansiedeln, die alle auch in den Altwaldbeständen vorkommen. In die
angrenzende offene Krautflur wanderten dagegen bislang nur sehr wenige Arten ein. Insgesamt
waren dort 10 Waldbodenpflanzen zu finden, die nur sehr geringe Deckungen aufwiesen. Von
insgesamt 19 in den Waldresten vorhandenen Gehölzarten waren bereits 12 im Vorwald
wiederzufinden, maximal acht siedelten sich in der offenen Krautflur an.
85

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Anzumerken ist, dass sich im Bereich der Krautflur direkt am Waldrand eine Anfütterungsstelle für
Wildschweine befand, wodurch sich die offensichtliche Lücke auf Grund des Fehlens von
Waldbodenpflanzen und Gehölzen im Entfernungsbereich von 350 m bis 400 m (vgl. Abb. 25) erklären
läßt. Eine Übersicht zur Verteilung der Arten in den verschiedenen Biotopstrukturen und deren
Deckungsgrade im Transekt bieten neben Abb. 25 auch die Tabellen im Anhang (Anlage 8.3 und 8.4).
Wanderbahn
Wanderbahn
Wanderbahn
Mesophiler Laubwald
Vorwald
Mesophiler
Laubwald
Krautflur
Deckung Baumschicht
0
20
40
60
80
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600m
50
40
30
20
10
Arten
100
0
Deckung Gehölze Artenzahl Waldbodenpflanzen Artenzahl Gehölzjungwuchs
Abb. 25
Anzahl an Waldbodenpflanzen und Gehölzjungwuchs auf den jeweiligen Teilflächen des Transektes (25 m
x 25 m) in Abhängigkeit von der Deckung der Baumschicht
Im Gegensatz zur Etablierung von Waldbodenpflanzen, die eine mehr oder weniger geschlossene
Deckung der Baumschicht voraussetzt, konnte bei der Untersuchung zur Etablierung von Gehölzarten
hinsichtlich des Gehölzjungwuchses innerhalb verschiedener Biotoptypen kein signifikanter
Unterschied festgestellt werden. Von den meisten samentragenden Gehölzen des Transektes wurden
sowohl Jungpflanzen im Vorwald als auch innerhalb der offenen Krautflur gefunden. Bedingt durch die
größere ökologische Amplitude ist es Gehölzen möglich, ein breiteres Spektrum an Biotoptypen zu
besiedeln (vgl. LYR et al. 1992).
Im Rahmen der Untersuchungen des Transektes konnte weiterhin festgestellt werden, dass mit
zunehmender Entfernung zur Diasporenquelle der Keimlingsanteil an Gehölzarten mit geflügelten
Samen ansteigt. Vor allem Acer pseudoplatanus, Fraxinus excelsior und Carpinus betulus werden
durch den Wind von den Mutterpflanzen weiter weg verfrachtet und konnten so auch auf Flächen
früher Sukzessionsstadien festgestellt werden. Arten mit schweren Samen bzw. Früchten, die
hauptsächlich durch Tiere ausgebreitet werden, wie beispielsweise Quercus robur, Quercus petraea
oder Malus sylvestris, können erst dann diese Flächen erreichen, wenn Tiere, wie z.B. der
Eichelhäher, attraktive Strukturen zum Verstecken der Früchte in der Krautflur vorfinden bzw. Gehölze
als Attraktion für diasporenausbreitende Vögel vorhanden sind (TISCHEW 1996, WOLF 1998). Zum
anderen siedelten sich innerhalb der Krautflur vorrangig Sträucher und baumförmige Gehölze mit
Pioniercharakter an (z.B. Salix caprea, Populus tremula, Rosa canina). Obwohl die meisten
Baumarten in allen Biotoptypen vertreten sind, konnten in den Rasterflächen mit Vorwald gegenüber
denen mit Krautflur höhere Deckungen festgestellt werden. Vorwaldbestände bieten vor allem
Intermediärbaumarten gute Etablierungsbedingungen, da die schattenverträglichen Jungpflanzen
dieser Baumarten im Schutz von Pionierwäldern Extrembedingungen wie Trockenheit und starke
Bestrahlung besser überstehen können (vgl. KRUMMSDORF 1998, PREUßNER 1998). Zusätzlich
entstehen in Vorwäldern durch die abnehmende Deckung der Krautschicht günstigere Konkurrenzund
somit Etablierungsverhältnisse für diese Arten.
86

Ergebnisse und Diskussion
Abb. 26
Anzahl von Gehölzen und Waldbodenpflanzen der Altwaldreste und davon bereits im Pionierwald der Halde
10/35 vorhandene Arten
(BH = Bährenhof-Insel, T2a = Tagesanlagen IIa)
Um Ausbreitungsprozesse in weiter entfernt liegende Bereiche zu untersuchen, wurde der Anteil von
Waldbodenpflanzen und Gehölzen bestimmt, der bereits im Pionierwald der Halde 10/35
wiederzufinden war. Die 0,3 bis 1,3 km entfernten Altwaldreste spielen bei der Besiedlung des
Pionierwaldstandortes eine große Rolle. Es konnten bereits 19 % bzw. 21 % der Waldarten, die in den
Altwaldresten vorkommen, im Pionierwald nachgewiesen werden. Für die Gehölzarten der
Altwaldreste konnte eine weitaus positivere Aussage gemacht werden. Bereits 76 % bzw. 53 % der
Gehölzarten waren im Pionierwald vorhanden, wobei aber nicht auszuschließen ist, dass v.a.
Strauchartige auch von anderen Standorten innerhalb der Goitsche eingewandert sein können (Abb.
26). Neben einer noch nicht ausreichend fortgeschrittenen Boden- und Standortgenese sind bei den
Einwanderungs- und Etablierungsprozessen auch ausbreitungsbiologische Aspekte zu beachten (vgl.
BEER 1955/56, TISCHEW 1996, WOLF 1998, DWORSCHAK 1998). Verschiedene Ursachen können
eine Einwanderung bzw. Etablierung von Baumarten mittlerer und später Sukzessionsstadien sowie
von Waldbodenpflanzen in den Pionierwäldern verhindern bzw. verzögern:
1. Zu große Entfernungen zu potenziellen Diasporenquellen. Nur anemochore und zoochore
Verbreitungsstrategien wirken effektiv, begünstigt sind dadurch Gehölze wie Betula pendula und
Populus tremula durch ihre leichten, flugfähigen Samen oder Quercus robur und Quercus rubra
auf Grund ihrer Verbreitung durch Vögel (vgl. WOLF 1985, DREßEL 1998), während vor allem
Waldbodenpflanzen, die oft durch Ameisen verbreitet werden, sehr langsam wandern (BONN &
POSCHLOD 1998).
2. Ungünstige Standortverhältnisse (v.a. Wasser- und Nährstoffhaushalt, Bodenazidität und -art)
verhindern die Keimung bzw. die Etablierung über das juvenile Stadium hinaus (vgl. PRACH
1987, REBELE 1995, TISCHEW 1996).
3. Wildverbiss. Die schädigende Wirkung von Rehwild in Waldbeständen ist dabei nicht zu
unterschätzen. Im gesamten Untersuchungsraum hat sich eine beachtliche Population entwickelt.
Diese können durch selektives Verbeißen juveniler Gehölze deren Entwicklung und Ausbreitung
stark beeinträchtigen bzw. verhindern (vgl. GERBER & SCHMIDT 1996).
Mit Zunahme der Vorwaldflächen in der Tagebaufolgelandschaft werden die Lebensgemeinschaften
der Offenlandbereiche abgelöst. Im Gegenzug entstehen für angepasste Waldarten potenziell neue
Lebensräume. Die Untersuchungen haben gezeigt, dass bei Vorhandensein einer Diasporenquelle die
Besiedlung von Vorwald- und Offenlandstrukturen auf verritztem Boden innerhalb relativ kurzer
Zeitperioden möglich ist. Bedingungen, wie sie auf den Tagesanlagen vorliegen, sind relativ selten
vorzufinden. Weitaus häufiger sind die Diasporenquellen räumlich von den zu besiedelnden Bereichen
getrennt. Diasporen gelangen dann erst in längeren Zeiträumen auf die Flächen. Das zeigt ein
Vergleich der Artenzahlen mit dem Pionierwald der Halde 10/35. Dort fanden sich weit weniger
Waldbodenpflanzen aus den Altwaldresten wieder. Das langsame Ausbreitungsverhalten von Arten
der Krautschicht wird auch von DZWONKO (1993) und TISCHEW & KIRMER (2003) beschrieben.
Als Fazit zur Bedeutung der Altwaldreste im Abbau- und Besiedlungsprozess kann festgestellt
werden: Die Waldreste erfüllen in einem hohen Maße die Funktion eines Erhaltungsraumes für die
Arten der ehemals im Untersuchungsraum vorhandenen Vegetation.
87

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Nach der Abgrabung großer Teile des ehemals grundwasserbeeinflussten Wald- und Wiesengebietes
stellen die Waldreste der Inseln ein letztes Rudiment der ehemaligen Auenlandschaft dar. Innerhalb
der Waldreste haben sich vor allem zahlreiche Waldbodenpflanzen ein letztes Refugium erhalten. Als
Lieferbiotop von Arten eines spätsukzessionalen Stadiums der potenziell natürlichen Vegetation des
Landschaftsraumes verfügen die Inseln über eine außerordentlich wichtige Funktion bei der
Wiederbesiedlung von Kippenflächen. Zudem werden durch das zusätzliche Einbringen von Gehölzen
der potenziell natürlichen Vegetation die Waldflächen vergrößert und damit der Diasporenvorrat
erhöht. Da auf den umgebenden Kippenflächen in Zukunft wieder Wälder entstehen, die wie vor
Abbaubeginn stark grundwasserbeeinflusst sein werden, ist durch die Altwaldreste ein hohes
Besiedlungspotenzial zur Entwicklung einer für feuchte Eichen-Hainbuchenwälder typischen
Vegetation (vgl. SCHUBERT 1972) gegeben.
Besiedlungs- und Entwicklungsprozesse auf der Halde 10/35
Im Rahmen von Geländebegehungen in den Jahren 1999 und 2000 wurden vollständige Artenlisten
für die Untersuchungsgebiete erstellt. In den zu charakterisierenden Vorwaldstandorten wurden im
Sommer 1999 15 Dauerbeobachtungsflächen zur Aufnahme der Vegetation eingerichtet.
Gehölzfreie Flächen (Lichtungen) wurden auf der Halde 10/35 nur beispielhaft in der Größe von 25 m²
aufgenommen und nicht markiert.
Die Kippenböden der Halde 10/35 unterscheiden sich wesentlich von den natürlichen Böden der
gewachsenen Waldstandorte. Das Kippsubstrat ist relativ homogen, fast alle Proben konnten der
Bodenart lehmiger Ton zugeordnet werden. Kleinflächig waren Sandanteile zu verzeichnen, selten
Kohleeinsprengungen vorhanden. Die Bodenazidität bewegte sich im stark bis sehr stark sauren
Bereich (pH 3,0 bis 5,0). Entsprechend der hohen Azidität gestaltete sich die Nährstoffversorgung: Die
Pflanzenverfügbarkeit der untersuchten Nährstoffe ist stark herabgesetzt, ausschließlich mit Kalium
scheint die Vegetation ausreichend versorgt zu sein (Tab. 35). Der Wasserhaushalt ist vorrangig als
trocken zu bezeichnen, wobei auch wechselfeuchte Bereiche vorhanden waren.
Tab. 35 Ergebnisse (Mittelwerte) der Bodenuntersuchungen für den Pionierwald der Halde 10/35
Stickstoff [%] Kohlenstoff [%] Kalium [mg/100 g] Phosphor [mg/100 g]
0 - 10 cm 10 - 20 cm 0 - 10 cm 10 - 20 cm 0 - 10 cm 10 - 20 cm 0 - 10 cm 10 - 20 cm
0,12 0,04 2,78 0,99 16 10,3 0,5 0,9
Im Rahmen der floristischen und vegetationskundlichen Kartierungen konnten 243 Gefäßpflanzen
nachgewiesen werden. Der Pionierwald wies 169 Arten auf, 174 Arten wurden auf der Fläche
außerhalb des Waldbestandes erfasst. Insgesamt wurden 14 Gefäßpflanzenarten gefunden, die in
Kategorien der Roten Liste des Landes Sachsen-Anhalt bzw. der Bundesrepublik Deutschland
eingestuft sind.
Der auf der Halde 10/35 vorhandene Waldbestand ist ein aus Primärsukzession hervorgegangener
Birken-Pionierwald mittleren Alters. Die pflanzensoziologische Zuordnung für Pionierwälder gilt als
schwierig; in SCHUBERT et al. (2001) erfolgt diese überhaupt nicht. Die Arbeit von KLEINKNECHT
(2001a) bietet erstmals eine vegetationskundliche Beschreibung und Klassifikation von natürlich
aufgewachsenen Birken-Zitterpappel-Vorwäldern der Bergbaufolgelandschaft, allerdings
ausschließlich für den Südraum Leipzig. Die Vorwälder trockener bis frischer Standorte auf
Kippflächen des Braunkohlenbergbaus werden dort als eine neue Assoziation, das Hieracio
piloselloidis-Betuletum pendulae, zusammengefasst (KLEINKNECHT 2001a, b). Die beschriebene
charakteristische Artenverbindung dieser Assoziation ist im Pionierwald der Halde 10/35 größtenteils
wiederzufinden. THOMASIUS et al. (1997) beschreiben auf tonigen Kippsubstraten als potenzielle
ökologische Waldgesellschaft den Stieleichen-Kiefern-Birkenwald.
Für eine detaillierte Charakterisierung der unterschiedlich differenzierten Vorwaldbestände wurden die
erfassten Arten in pflanzensoziologisch-ökologische Gruppen unterteilt (Abb. 27). Weiterhin wurden
die innerhalb des Pionierwaldbestandes vorhandenen Vegetationsstrukturen herausgestellt. Die
Grundlage zur Einteilung in 8 Struktureinheiten bildete zunächst die Baumschicht, weiterführend
wurden Gestalt und Zusammensetzung der Krautschicht herangezogen (Tab. 36).
88

Ergebnisse und Diskussion
Abb. 27 Pflanzensoziologisch-ökologische Artengruppen des Pionierwaldes auf der Halde 10/35
Die Baumschicht des Pionierwaldes wird vorrangig von Betula pendula bestimmt, als weitere häufig
vertretene Gehölzarten sind Pinus sylvestris und Populus tremula zu nennen. Alle genannten Arten
werden mittels ihrer leichten flugfähigen Diasporen durch Wind ausgebreitet. Die Bestandsdichte
gestaltet sich sehr unterschiedlich und reicht von geringem über lockeren bis zu dichtem
Kronenschluss. Dichtere Bereiche wurden dabei vorwiegend von jüngeren Bäumen gebildet.
Gehölzarten möglicher Folgewaldstadien waren fast ausschließlich als juvenile Individuen vorhanden,
nur vereinzelt traten diese bereits in der Baumschicht auf. Vermehrt waren Quercus robur und
Quercus rubra vorhanden, die vermutlich durch Tierausbreitung (Eichelhäher) in den Bestand
gelangten. Weiterhin sind beispielsweise die ornithochor ausgebreiteten Arten Prunus mahaleb und
Sorbus aucuparia zu nennen. Carpinus betulus, die in naher Umgebung auf den gewachsenen
Standorten vorhanden ist, konnte dagegen auf der gesamten Fläche der Halde 10/35 nicht festgestellt
werden; Fraxinus excelsior war nur sporadisch vorhanden.
Die spärlich bis mäßig entwickelte Krautschicht wurde in hohem Maße von Arten des Offenlandes
geprägt, die unterschiedlichen soziologischen Gruppen entstammen (vgl. Anlage 8.5 und Abb. 28).
Einen hohen Anteil am Deckungsgrad der Krautschicht nahmen die Arten der Sandtrocken- und
Magerrasen (z.B. Hieracium pilosella, Helichrysum arenarium) ein. Eine große Rolle spielten auch die
Arten der Staudenfluren und frischen Wiesen, v.a. Achillea millefolium und Hypericum perforatum
waren im Gebiet stetig vorhanden, sowie Ruderal- und Segetalarten. Auf Grund der wechselnden
Feuchteverhältnisse durch offensichtlich kleinflächige Standortunterschiede bzw. auf Grund des
Wasserhaltevermögens des Substrates waren stellenweise einige Arten feuchter Standorte vorhanden
(z.B. Phragmites australis und Cirsium palustre). Hochstet war Calamagrostis epigejos im Bestand
vertreten; großflächige Dominanzbestände sowie Streu-Filzmatten von Calamagrostis epigejos
wurden aber bisher durch die Nährstoffarmut des Standortes sowie den verringerten Lichtgenuss auf
Grund der mehr oder weniger geschlossenen Baumschicht der Pioniergehölze verhindert.
In Bezug auf die Ausbreitungsstrategien der Gesamtflora (Abb. 28) wird deutlich, dass neben
Pflanzen, die über Windausbreitung auf den Standort gelangten, auch zoochore Arten eine große
Rolle spielen. Zoochorie wird insgesamt als eine sehr effektive Ausbreitungsform bezeichnet (z.B.
KOLLMANN 1992, STIMM & BÖSWALD 1994, BONN et al. 2000). Sogar Arten, die überwiegend
durch Selbstausbreitung wandern, wiesen einen Anteil von 16 % auf. Hohe Anteile an
windausgebreiteten Arten bei der Besiedlung von Bergbauflächen durch höhere Pflanzen bemerkten
bereits BEER (1955/56), KLEMM (1965) und KLOTZ et al. (2000). Der Anteil der Arten mit Klett-,
Verdauungs- und Selbstausbreitung lag jedoch im Vergleich zu den von genannten Autoren
gemachten Angaben im Pionierwald der Halde 10/35 wesentlich höher. BEER (1955/56) beschreibt
für die damals ca. 15 Jahre alte Hochhalde Espenhain einen auffallend geringen Anteil an
selbstausgebreiteten Arten, der im hier untersuchten Pionierwald dagegen ungewöhnlich hoch ist.
Mit diesem Beispiel wird gezeigt, dass über längere Zeiträume auch Arten ohne spezielle
Anpassungen an Fernausbreitung durchaus über „außergewöhnliche Ereignisse“ isolierte
Kippenstandorte besiedeln können (vgl. Kap. 4.1.1.1).
89

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 36 Vegetationsstrukturen im Pionierwald der Halde 10/35
Dominanzbestände
Dichter Pinus sylvestris-Bestand:
fast ausschließlich Pinus sylvestris in der Baumschicht, selten Betula pendula und Populus tremula eingemischt, Krautschicht
artenarm und sehr spärlich, selten über 2 - 3 %, Sträucher, diese oft nur im juvenilen Stadium, Boden vollständig mit einer
Nadelschicht bedeckt, lichtarm
Dichter Populus tremula-Bestand:
fast ausschließlich Populus tremula in der Baumschicht, Betula pendula häufiger eingemischt als Pinus sylvestris, von
Populus tremula ausschließlich sehr junge Bäume, Bestände nur sehr kleinflächig, vorwiegend randlich zu finden
Dichter Betula pendula-Bestand:
fast ausschließlich Betula pendula in der Baumschicht, Pinus sylvestris und Populus tremula aber wenigstens in der
Strauchschicht oder Baumschicht 2 stets vorhanden, von Betula pendula zumeist junge bis sehr junge Bäume (Stangenholz),
Calamagrostis epigejos meist mit einer Deckung unter 5 % in der Krautschicht vorhanden, Krautschicht insgesamt spärlich
Lichter Betula pendula-Bestand:
von Betula pendula vorwiegend ältere Bäume, durch bessere Lichtverhältnisse stärkeres Aufkommen von Gräsern in der
Krautschicht (v.a. Calamagrostis epigejos), Krautschicht insgesamt dichter oder von Betula pendula vorwiegend jüngere
Bäume und sehr spärliche Krautschicht, bei guten Lichtverhältnissen hier die Rote Liste-Arten Opioglossum vulgatum,
Botrychium lunaria und B. matricariifolium zu finden
Mischbestände
Betula pendula-Pinus sylvestris-Populus tremula-Mischbestand:
Mischbestände bestehen immer aus den drei Hauptbaumarten mit unterschiedlichen Deckungsanteilen, in dichteren
Mischbeständen nimmt Betula pendula zumeist die höhere Deckung ein, Populus tremula und Pinus sylvestris sind zumeist
untergeordnet, von Pinus sylvestris oft wenige große Exemplare, bei zunehmendem Pinus sylvestris-Anteil Abnahme der
Krautschicht
Betula pendula-Pinus sylvestris-Mischbestand:
häufigste Variante im Untersuchungsgebiet, Betula pendula oft deckungsstärker, Pinus sylvestris vielfach in weniger großen
Exemplaren oder überwiegend in der Baumschicht 2 vertreten, bei besseren Lichtverhältnissen Calamagrostis epigejos etwas
häufiger, sonst dominieren Xerothermrasenarten
Betula pendula-Populus tremula-Mischbestand:
dichte Ausprägung, von beiden Arten überwiegend junge Bäume (Stangenholz), relativ ausgeglichene Deckungsgradanteile,
seltene Arten wie Orthilia secunda und Chimaphila umbellata in der Krautschicht
Selbst- Ameisen- Klett- Verdauungs- Wind- Wasser-
Ausbreitung
Abb. 28 Ausbreitungsstrategien der Gesamtflora und der Waldbodenpflanzen im Pionierwald der Halde 10/35
Zur Bedeutung der Halde 10/35 hinsichtlich Naturschutz und Biodiversität können folgende Aussagen
getroffen werden: Sukzessionsflächen wirken als Akkumulationsräume für seltene und gefährdete
Arten (u.a. GEISSLER-STROBEL et al. 1997, KLAUS 1998, LEBENDER et al. 1999). Die Insel Halde
10/35 verfügt über nährstoffarme Bedingungen und eine natürliche Dynamik. Kippenflächen der
Tagebaufolgelandschaft mit dem Entwicklungsziel Wald werden meistens aufgeforstet. Wertvolle
Sukzessionstadien wie sie auf der Halde 10/35 charakterisiert werden konnten, werden dabei
übersprungen, nicht selten werden großflächig standortfremde Gehölze verwendet (vgl.
SCHÖLMERICH 1998, WOLF 1998).
Die Halde 10/35 ist insbesondere im Bereich des Pionierwaldes durch eine Vielfalt an Strukturen und
Arten gekennzeichnet. Die erfasste Artenzahl ist in Bezug auf die relativ geringe Flächengröße als
sehr hoch einzustufen. Durch spontane Sukzession entstand ein Sekundärlebensraum, der als
90

Ergebnisse und Diskussion
Ersatzlebensraum und Refugium für hochgradig gefährdete Arten und Lebensgemeinschaften dient.
Das einzige Vorkommen der in Sachsen-Anhalt bisher als ausgestorben geltenden Art Botrychium
matricariifolium (Ästiger Rautenfarn) hebt die hohe Bedeutung des Standortes hervor (vgl.
LEBENDER et al. 1999). Die Art ist vor allem an den Strukturtyp des lichten Betula pendula-
Bestandes gebunden. Naturschutzfachlich weniger wertvoll sind die großflächigen Ansaaten und
Aufforstungen auf den sanierten Böschungen der Halde. Hier wurde in den natürlichen
Sukzessionsverlauf eingegriffen, zudem bieten die artenarmen Bestände und gleichförmigen
Vegetationsstrukturen nur wenig Nahrung für die Fauna. Trotzdem besitzt die Halde äußerst günstige
Voraussetzungen für eine ungestörte Primärsukzession zu einem strukturreichen und wertvollen
Wald, der auch weiterhin einem natürlichen Sukzessionsverlauf folgen kann.
Das Aufkommen anspruchsvoller Gehölze ist aktuell noch durch die initialen Bodenbildungsprozesse
limitiert. Für die weitere Entwicklung des Standortes Halde 10/35 spielen die stellenweise
eingebrachten Baumarten im Böschungsbereich vermutlich eine eher untergeordnete Rolle. Populus
tremula, eine der gepflanzten Gehölzarten, konnte sich bereits im Verlauf der Sukzession im
Pionierwald etablieren, eine Selbstetablierung durch Diasporen ist damit bereits gegeben. Zudem
konnte beobachtet werden, dass die eingebrachten Jungpflanzen stark verbissen werden bzw.
abtrocknen. Die zweite im Böschungsbereich angepflanzte Baumart Alnus glutinosa hingegen weist
eine gute Vitälität auf. Die Produktion von Diasporen wird in den nächsten Jahren einsetzen und
könnte zur Selbstetablierung auf den Böschungen führen. Diese wird aber vermutlich auf Grund der
hohen Lichtbedürftigkeit in der Keimungs- und Etablierungsphase (TISCHEW 1996) nur auf offenen
Standorten zum Tragen kommen. Die Art wird demzufolge auf Grund ihrer standortökologischen
Ansprüche im bereits etablierten Pionierwald kaum aufwachsen können.
Im Folgenden soll am Beispiel der Besiedlungsprozesse auf der Halde 10/35 die Möglichkeit bzw. der
Sinn von Eingriffen in den Sukzessionsverlauf diskutiert werden. Typische Waldbodenarten verfügen
nur über eine geringe Ausbreitungsfähigkeit (BONN & POSCHLOD 1998), die Sterberate von
Keimlingen und Jungpflanzen ist bei Waldbodenpflanzen meist außerordentlich hoch (FALINSKA
1979, INGHE & TAMM 1985). Zudem haben viele Waldarten eine geringe Samenproduktion, den
Diasporen fehlen oft effektive Einrichtungen zur Fernausbreitung und diese Arten benötigen spezielle
Keimbedingungen (WULF & KELM 1994). Das Ausbreitungspotenzial ist damit für die meisten
Waldbodenpflanzen als gering einzuschätzen. Als mögliche Ausbreitungshilfe für Waldarten kann der
Auftrag von Waldboden dienen. BAIRLEIN et al. (1989) bewerten diese Methode als sehr positiv.
Untersuchungen auf bereits forstlich rekultivierten Flächen eines Kippenstandortes im Rheinischen
Braunkohlenrevier (WOLF 1987, 1989) hatten zum Ergebnis, dass es möglich ist, mehr als 50% des
Arteninventars heimischer Waldpflanzen aus einem Altwald auf die Fläche zu übertragen. Die
Waldbodenauflage trägt zudem wesentlich zur Anregung des Bodenlebens und einer Beschleunigung
der Bodenbildung bei (DWORSCHAK 1998). Außerdem fördert sie die Ausbildung einer
schattenspendenden Krautvegetation, was die Ansiedlung von Pflanzen- und Tierarten des Waldes
begünstigt (BAIRLEIN et al. 1989). WOLF (2000) und SEIFFERT (2000) konnten über Versuche
belegen, dass bereits im zweiten Jahr nach Verbringung von Waldoberboden Deckungsgrade von
50 – 90 % erreicht werden. Nach mehrjähriger Beobachtung stellt WOLF (2000) fest, dass
Waldpflanzen von den geimpften Parzellen nur zögernd in angrenzende Bereiche einwandern, eine
Ausbreitung sei nicht erkennbar.
Bei ausreichend nah liegenden Flächen kann, sofern Verbindungen zwischen ihrem bisherigen und
dem neu zu besiedelnden Lebensraum bestehen (vgl. WULF & KELM 1994), auf eine Initialensetzung
verzichtet werden. Die Untersuchungen im Transekt belegen Auswanderungsprozesse in
angrenzende Bereiche, sobald günstige Etablierungsbedingungen vorliegen. Da zwischen dem
Pionierwald der Halde 10/35 und den Altwaldresten keine Landverbindung mehr besteht, wäre ein
Waldbodenauftrag denkbar, jedoch nicht zwingend notwendig. Wie beobachtet werden konnte,
siedeln sich bereits erste Waldbodenpflanzen an. Auch die sich sukzessive entwickelnde
Humusauflage begünstigt die Keimung von Waldarten. Auf Grund der aktuell attraktiven
Artenausstattung der Halde, die auf den Vorwaldcharakter mit vielfältigen Nischen zurückgeht, sollte
in diesem Beispiel unbedingt auf eine Waldbodenimpfung verzichtet werden. Der Prozessschutz ist
hier stärker in den Vordergrund zu rücken. Eine aktive Verbringung von Waldarten wird beispielsweise
für solche Flächen empfohlen, die zukünftig der Erholungsnutzung und/oder der Forstwirtschaft zur
Verfügung stehen werden. Außerdem spricht im Fall der untersuchten Altwaldreste als potenzielle
Lieferbiotope auch die geringe Größe gegen einen Oberbodenabtrag.
Da WOLF (1987) empfiehlt, eine flächenhafte Ausbringung einer punktförmigen Impfung vorzuziehen,
wäre die zu entnehmende Menge Altwaldboden sehr hoch und würde die Spenderflächen zu stark
schädigen. Diese Methode ist daher nur praktikabel, wenn Wälder in ausreichender Größe zur
Verfügung stehen oder Waldflächen zum Abbau anstehen.
91

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Die Inseln in der Goitsche bieten auf Grund ihrer isolierten Lage ideale Studienmöglichkeiten für die
Sukzessionsforschung, insbesondere in Hinblick auf die Besiedlungsprozesse. Ein solches Monitoring
könnte beispielsweise folgende Aufgaben umfassen: weitere Dokumentation von
Besiedlungsprozessen und des Diasporeneintrages im Bereich des Pionierwaldes der Halde 10/35,
Dokumentation von Sukzessionsvorgängen im Besonderen hinsichtlich der zu erwartenden
strukturellen Veränderung der Altwaldreste im Zuge des Grundwasseranstieges, Beobachtung der
Entwicklung der an die Altwaldreste grenzenden, aufgeforsteten Bereiche (Ausbreitung von
Waldbodenpflanzen) sowie weitergehende Vitalitätsuntersuchungen an den Gehölzen.
4.1.1.2 Umlandbeziehungen ausgewählter faunistischer Gruppen
4.1.1.2.1 Amphibien
(Michael Reuter)
Amphibien gehören zu den vergleichsweise wenig mobilen Tiergruppen. Von Molchen sind nur
geringe Wanderungsdistanzen von wenigen hundert Metern (bis ca. 1 km) zwischen Laichhabitat und
Sommerlebensraum bekannt. Für viele Froschlurche wurden Wanderungen von bis zu 4 km
nachgewiesen, in Ausnahmefällen auch deutlich darüber. Bei der langfristigen Besiedlung neuer
Lebensräume spielen deshalb auch Trittsteinbiotope oder günstige Ausbreitungskorridore (z.B.
Bachauen, Gräben, linienhafte Gehölzstrukturen innerhalb von Ackerflächen) eine große Rolle, weil
durch sie auch größere Entfernungen aktiv überwunden werden können (REH & SEITZ 1993).
Denkbar ist sicherlich auch eine passive Besiedlung neuer Laichgewässer, z.B. durch Verschleppung
von Laich durch Wasservögel. GÜNTHER (1996b) hält diese Möglichkeit allerdings für sehr
unwahrscheinlich. Bekannt sind auch einzelne Ansiedlungen von Amphibien in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft durch den Menschen. Solche Fälle sind jedoch sicherlich die
Ausnahme und können bei Prognosen über die mögliche zukünftige Besiedlung von Tagebaugebieten
praktisch nicht berücksichtigt werden.
Von den aktuellen Amphibien-Vorkommen im unverritzten Umland lässt sich kaum auf die
Ausgangsquellen für die ehemalige Besiedlung der Tagebaue schließen. Einige Nachweispunkte in
den Tagebauen liegen sehr isoliert bzw. weit von den nächsten Vorkommen entfernt. Die Besiedlung
liegt hier möglicherweise schon mehrere Jahre oder Jahrzehnte zurück, ausgehend von Vorkommen
im Umland, die schon wieder erloschen sein können. Insbesondere die typischen Pionierarten Kreuzund
Wechselkröte haben sicher schon in den ersten Jahren des Kohleabbaus einzelne Tagebaue
besiedelt und sich dann auf Grund optimaler Lebensbedingungen und somit überdurchschnittlich
hoher Vermehrungsraten viele Jahrzehnte hier gehalten und sich zusätzlich in weitere Gebiete der
jeweiligen Tagebauregion ausgebreitet. Ein Beispiel ist die Tagebauregion
Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen mit aktuell 14 erfassten Nachweispunkten (sicherlich zahlreiche
weitere allein im aktiven Tagebau Profen), während aus dem 3 km-Umfeld der Tagebauregion keine
Vorkommen der Art bekannt sind. Auch die Laichplätze von Kreuz- und Wechselkröte östlich der
Mulde im Bereich der Tagebauregion Gräfenhainichen sowie im Tgb. Muldenstein (Tgb.-Region
Bitterfeld) weisen in einem Umkreis von 3 km höchstens einzelne Vorkommen der genannten Arten
auf.
Andererseits lassen die aktuellen Nachweise im Umland jedoch gewisse Prognosen zur
Wahrscheinlichkeit des Einwanderns in bisher nicht besiedelte Tagebaue/Tagebauregionen zu. So ist
in einigen Tagebauen trotz vorhandener potenzieller Laichgewässer nicht mit einer Ansiedlung
bestimmter Arten zu rechnen, da deren nächste Vorkommen zu weit weg oder auf Grund von
Ausbreitungsbarrieren zu isoliert liegen. Die Wirkung von Straßen (z.T. reichen schon Straßendämme
aus) oder Siedlungsbereichen als Ausbreitungsbarrieren (oder besser Ausbreitungshemmnisse) für
einige Arten ist unbestritten (z.B. THIESMEIER & KORDGES 1990). Auch großflächige, trockene
Ackerflächen oder Nadelforste werden von vielen Amphibien gemieden (REH & SEITZ 1993).
Für eine Analyse von Amphibienvorkommen in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-
Anhalts verglichen mit denen im Umland wurden vom Landesamt für Umweltschutz (LAU)
ausgewählte Daten aus dem landesweiten Erfassungsprogramm der Amphibien Sachsen-Anhalts der
AG Feldherpetologie zur Verfügung gestellt.
92

Ergebnisse und Diskussion
Alle im Rahmen der Untersuchungen des FBM (1999) sowie der aktuellen Erfassungen erbrachten
Amphibiennachweise in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (mit Ausnahme der
Tagebauregionen Harbke, Nachterstedt und Meuselwitz), ergänzt um weitere, im Datenspeicher des
LAU angegebene Nachweise, wurden in Bezug auf die nächsten bekannten Vorkommen im Umland
(nach Datenspeicher LAU) ausgewertet.
Aktuell sind in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts 11 der 18 im Bundesland
vorkommenden Amphibienarten nachgewiesen. Von den übrigen 7 Arten treten 2 Arten (Fadenmolch,
Geburtshelferkröte) nur im Harz bzw. in dessen Vorland auf, eine aktive Besiedlung der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft ist daher auszuschließen. Eine Ansiedlung des Feuersalamanders
in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft scheint auf Grund der speziellen Habitatansprüche dieser
Art ebenfalls äußerst unwahrscheinlich.
Die Rotbauchunke kam früher in der Muldeaue im Gebiet des jetzigen Tagebau Goitsche vor (MEYER
& GROSSE 1997). Aktuell gibt es in dieser Region jedoch keine Vorkommen der Art mehr. Ein
Restbestand der Rotbauchunke existiert dagegen in der Elster-Luppe-Aue. Eine Besiedlung des
angrenzenden Tagebau Merseburg-Ost ist auf Grund fehlender geeigneter Habitate im Tagebau
jedoch auch hier nicht zu erwarten. In Tagebaugebieten der Lausitz wurde die Rotbauchunke
vereinzelt nachgewiesen (BLASCHKE & WIEDEMANN 1996), was zumindest zeigt, dass die Art in der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft geeignete Lebensräume finden könnte.
Der Kleine Wasserfrosch, mit einem Verbreitungsschwerpunkt im Bereich der Dübener Heide, hätte im
Tagebauraum Bergwitzsee oder im Tagebau Muldenstein durchaus geeignete Habitate (Heideweihern
ähnliche, schwach saure, vegetationsreichere Gewässer). Da die Art als sehr wanderfreudig gilt
(maximale nachgewiesene Wanderungsdistanz 15 km !) und auch trockene Kiefernforste durchqueren
kann (GÜNTHER 1996c), scheint eine zukünftige Besiedlung dieser Gebiete nicht ausgeschlossen.
Denkbar ist auch eine Wiederansiedlung vom Bergmolch bzw. eine Neuansiedlung vom Springfrosch
in der Tagebauregion Meuselwitz, jeweils ausgehend von benachbarten Vorkommen in Thüringen
oder Sachsen. Beide Arten wurden schon in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft nachgewiesen
(SCMIDT 1990; FBM 1999).
Von den aktuell in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts vorkommenden
Amphibienarten sind die Ubiquisten Teichmolch, Erdkröte, Grasfrosch und Teichfrosch, aber auch die
deutschlandweit (stark) gefährdeten Arten Knoblauch- und Wechselkröte sowie - mit Einschränkung -
der Seefrosch relativ häufig und verbreitet. Die weitere Besiedlung der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft in Sachsen-Anhalt hängt bei diesen Arten hauptsächlich vom
Vorhandensein geeigneter Laichgewässer und Landlebensräume ab. Potenzielle Besiedlungsquellen
befinden sich zumeist entweder schon in der jeweiligen Tagebauregion selbst oder in relativ geringer
Entfernung im Umland.
Die Tab. 37 gibt eine Übersicht über die Entfernungen von nicht besiedelten Tagebaugebieten zu den
nächsten Vorkommen der jeweiligen Art im Umland. Ausgewählt wurden insgesamt 30
Tagebaugebiete in Sachsen-Anhalt, verteilt auf die Tagebauregionen Gräfenhainichen, Bitterfeld,
Halle-Ost, Merseburg-Ost, Amsdorf, Geiseltal und Zeitz-Weißenfels-Hohenmölsen (einschließlich
Tagebau Vollert und Halde Wählitz), für die Kenntnis über das aktuelle Artvorkommen im Umfeld von
mindestens 4 km besteht (Datenspeicher LAU). Gebiete im Randbereich zu anderen Bundesländern
(z.B. Tagebau Goitsche, Tagebauregion Meuselwitz) wurden nicht berücksichtigt.
Teichfrosch und Teichmolch haben schon jetzt sämtliche Tagebauregionen, der Teichfrosch
praktisch sogar alle Tagebaugebiete mit geeigneten Gewässern in Sachsen-Anhalt, besiedelt. Bei
letzterer Art ist allerdings mittelfristig von einem deutlichen Bestandsrückgang auszugehen, da viele
der vom Teichmolch bevorzugten kleineren bis mittelgroßen Gewässer im Zuge von Restlochflutungen
bzw. Grundwasserwiederanstieg verloren gehen werden. Bei den Tagebaugebieten in denen die Art
aktuell nicht nachgewiesen wurde, handelt es sich meist um Altbergbaubereiche die lediglich Seen als
Gewässertyp aufweisen.
Die Erdkröte benötigt ältere, mittelgroße bis große Gewässer, die eine gut entwickelte
Wasservegetation besitzen, an der die Laichschnüre befestigt werden können (FBM 1999). In sehr
großen Seen werden hauptsächlich wind- und damit wellenschlaggeschützte Buchten als Laichplätze
genutzt. In allen Altbergbaugebieten in Sachsen-Anhalt mit geeigneten Gewässern fortgeschrittener
Sukzessionsstadien wurden Erdkröten nachgewiesen.
Jüngere, noch nicht besiedelte Tagebaugebiete (z.B. Tagebau Profen, Tagebau Gröbern, Tagebau
Golpa-Nord) weisen fast alle in einer Entfernung von maximal 3 km Vorkommen der Erdkröte auf, so
dass langfristig auch hier eine Ansiedlung zu erwarten ist. BLAB (1986) gibt 2,2 km als
93

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
durchschnittliche Wanderungsdistanzen der Erdkröte zwischen Laichgewässer und
Sommerlebensraum an. Nach GÜNTHER & GEIGER (1996) sind aber auch Entfernungen von bis zu
3 km keine Seltenheit.
Tab. 37
Verteilung nicht besiedelter Tagebaugebiete auf verschiedene Größenklassen der Entfernung zum nächsten
Vorkommen der jeweiligen Art im Umland (Auswertung von 30 Tagebaugebieten in Sachsen-Anhalt)
Art
Entfernung zum
nächsten Vorkommen
im
Umland
< 1 km 1 - 2 km 2 - 4 km > 4 km
Zahl der Gebiete ohne
Vorkommen der
jeweiligen Art
Teichfrosch 1 - - - 1
Knoblauchkröte - 4 1 - 5
Erdkröte 1 3 2 1 7
Teichmolch 1 5 2 1 9
Wechselkröte 1 3 5 - 9
Grasfrosch 1 4 10 - 15
Seefrosch - 4 3 8* 15
Moorfrosch 1 - 6 9 16
Kreuzkröte - 5 5 8 18
Kammolch - 2 7 10 19
Laubfrosch - 2 7 12 21
* alle Gebiete innerhalb der Tagebauregion Gräfenhainichen
Ebenfalls fast nur in Altbergbaugebieten mit Gewässern/Landlebensräumen fortgeschrittener
Sukzessionsstadien anzutreffen ist der Grasfrosch. Gegenwärtige Verbreitungsschwerpunkte der Art
in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts liegen in der Tagebauregion
Gräfenhainichen, den Tagebauen Pirkau und Vollert (Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen),
der Tagebauregion Meuselwitz sowie im Tagebau Bruckdorf (Tagebauregion Halle-Ost). Viele
Populationen in diesen Gebieten, insbesondere in der Tagebauregion Gräfenhainichen, sind auf
Grund der häufig nur suboptimalen Laichgewässer (hauptsächlich große Restseen) relativ
individuenarm. Dennoch wurden nur in wenigen Altbergbaugebieten keine Grasfrösche
nachgewiesen. Bei diesen handelt es sich meist um siedlungsnahe Bereiche - THIESMEIER &
KORDGES (1990) bezeichnen den Grasfrosch als ausgesprochenen „Stadtflüchter“ - die zudem von
mehreren Sanierungstagebauen junger Sukzessionsstadien oder von großen Ackerflächen - welche
der Grasfrosch ebenfalls meidet (REH & SEITZ 1993) - umgeben sind. Beispiele sind die Grube
Barbara und das Tagebaurestloch Druschplatz in der Tagebauregion Gräfenhainichen oder der
Tagebau Zscherndorf im westlichen Teil der Tagebauregion Bitterfeld.
Von den gegenwärtig noch nicht vom Grasfrosch besiedelten Sanierungstagebauen, weist der
überwiegende Teil in einer Entfernung von maximal 3 km die nächsten Vorkommen auf. Diese
Distanzen sind für den Grasfrosch wahrscheinlich überwindbar. Über die Wanderleistung der Art gibt
es sehr unterschiedliche Angaben in der Literatur. BLAB (1986) gibt einen Jahreslebensraum von ca.
800 m um den Laichplatz an. SCHLÜPMANN & GÜNTHER (1996) schreiben das Jungtiere im
2. Lebensjahr bis zu 4 km weit von ihrem Geburtsort wegwandern, zitieren aber auch BESCHKOW
(1988) der an markierten Grasfröschen Wanderleistungen von 8 - 10 km (!) ermittelte. Eine zukünftige
Besiedlung der jetzigen Sanierungstagebaue dürfte somit im Wesentlichen vom Vorhandensein
geeigneter Lebensräume, insbesondere geeigneter Laichgewässer abhängen. Ausnahme ist vielleicht
der westliche Teil der Tagebauregion Bitterfeld, der ein hauptsächlich von Ackerflächen und
Siedlungsbereich geprägtes Umland aufweist. Im Südosten der Tagebauregion (Tagebau Goitsche)
sollten sich jedoch, ausgehend von der östlich anschließenden Muldeaue, langfristig wieder
Grasfrösche ansiedeln können. 1994 wurden in diesem Tagebau noch Reliktvorkommen der Art
nachgewiesen (MEYER & GROSSE 1997).
Relativ isoliert liegt auch der Tagebau Kayna-Süd; das aktuell nächste Grasfroschvorkommen ist hier
ca. 3,5 km entfernt und dazwischen liegen hauptsächlich Ackerflächen.
Die Knoblauchkröte gehört zu den am weitesten verbreiteten Amphibienarten in der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts und wurde in allen Tagebauregionen,
ausgenommen der Tagebauregion Harbke, nachgewiesen (FBM 1999). Potenziell geeignete
Gewässer (vor allem Weiher und Flachgewässer junger Sukzessionsstadien), die noch nicht die von
der Knoblauchkröte bevorzugten submersen Vegetationsstrukturen aufweisen sowie eventuell in
einzelnen Tagebauen im Zuge des Grundwasserwiederanstieges neu entstehende Gewässer
94

Ergebnisse und Diskussion
(Tagebau Profen, Tagebau Goitsche, Tagebau Muldenstein), werden mittelfristig wahrscheinlich alle
von dieser Art als Laichgewässer genutzt. Die Vorkommen im unverritzten Umland sind dafür relativ
bedeutungslos, da es innerhalb der jeweiligen Tagebauregion oder sogar innerhalb des Tagebaus
selbst meist schon genügend näher gelegene Vorkommen gibt, von denen aus eine Besiedlung
erfolgen könnte.
Wanderungsdistanzen von 2 km sind für die Knoblauchkröte belegt (KÖNIG 1989). Vegetationslose
oder -arme Rohbodenflächen, trockene Gras-Kraut-Fluren sowie ausgedehnte Äcker stellen für die
ursprüngliche Steppenart kein Ausbreitungshemmnis dar.
Auch die Wechselkröte wurde, wie die vorherige Art, in fast allen Tagebauregionen nachgewiesen,
ausgenommen die Tagebauregion Harbke an der Grenze zu Niedersachsen. Besiedelt sind vor allem
junge Sukzessionsstadien der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft - insbesondere
Sanierungstagebaue. In Altbergbaugebieten ist die Art nur noch selten und zumeist in sehr geringer
Individuenzahl anzutreffen.
GÜNTHER & PODLOUCKY (1996) zählen die Wechselkröte zu den wanderfreudigsten einheimischen
Amphibienarten und nennen Ausnahmefälle nachgewiesener Aktionsradien der Art von 8 - 10 km.
Nicht selten sind dagegen Wanderungsdistanzen von ca. 2 km, wie sie z.B. KÖNIG (1989) beschreibt.
Als eine aus Steppengebieten eingewanderte Art kann die Wechselkröte auch große, trockene Ackeroder
Ödlandflächen in kurzer Zeit überwinden (BLAB et al. 1991). Zahlreiche Nachweise der Art im
Siedlungsbereich belegen zudem, dass selbst dieser keine unüberwindbare Ausbreitungsbarriere
darstellen muss.
Bei der gegenwärtig noch weiten Verbreitung der Wechselkröte in der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts dürfte eine Besiedlung von eventuell in den
nächsten Jahren noch neu entstehenden potenziellen Laichgewässern kaum von der Entfernung zu
den nächsten aktuellen Vorkommen im unverritzten Umland, sondern ausschließlich von den
Habitatstrukturen dieser Gewässer abhängen.
Der Seefrosch, eine Tieflandart der Flussauen bzw. anderer an großen Stillgewässern reichen
Landschaften, hat sich in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts -
höchstwahrscheinlich entlang von Fließgewässern wie Mulde, Saale, Weiße Elster oder Salza - schon
sehr weit ausgebreitet. Unbesiedelt ist lediglich die innerhalb der Dübener Heide gelegene
Tagebauregion Gräfenhainichen, die als einzige in Sachsen-Anhalt großflächig von Wald-
/Forstgebieten eingeschlossen ist, welche vom Seefrosch gemieden werden. Eine zukünftige aktive
Besiedlung dieser Tagebauregion, ausgehend von den mindestens 3 km entfernten, nächsten
Vorkommen im Umland, scheint deshalb sehr unsicher, auch wenn sich langfristig mit fortschreitender
Sukzession der Wasservegetation die Habitatbedingungen in den Tagebaurestseen für diese Art
weiter verbessern.
Im Gegensatz zu den bisher besprochenen Arten weisen Kammolch, Kreuzkröte, Laubfrosch und
Moorfrosch in mehreren Tagebauregionen Sachsen-Anhalts sowie dem sie umgebenden Umland
deutliche Verbreitungslücken auf. Auch zukünftig scheint eine aktive Ausbreitung in diese bisher nicht
besiedelten Tagebaugebiete selbst bei vorhandenen optimalen Habitatbedingungen sehr
unwahrscheinlich, weil die nächsten aktuellen Vorkommen im Umland zu weit entfernt oder zu sehr
isoliert liegen.
Der Kammolch gehört zu den seltensten Arten in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-
Anhalts. Die meisten Vorkommen gibt es in der Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen
einschließlich dem angrenzenden Tagebau Vollert. Fast alle dieser Nachweispunkte liegen im
westlichen, hauptsächlich von Altbergbaugebieten geprägtem Teil der Tagebauregion. In dem hier
angrenzenden Umland sind in einem Umkreis von 5 km keine aktuellen Kammolchvorkommen
bekannt ! Bei den bisher beschriebenen Wanderungsdistanzen des Kammolches zwischen
Laichgewässer und Sommerquartier - einige hundert Meter, in Ausnahmefällen bis 1 km (GROSSE &
GÜNTHER 1996) oder wenig über 1 km (KUPFER 1998) - sind diese Vorkommen in der
Tagebauregion sehr erstaunlich. Eine mögliche Erklärung wäre die im Rahmen der beiden
Forschungsprojekte deutlich intensivere Kartierungstätigkeit (im Vergleich zu der meist
ehrenamtlichen Erfassung von Amphibien im Umland; verbunden mit der relativ schweren
Erfassbarkeit dieser Amphibienart) oder dass gleich mehrere ehemalige Vorkommen im Umland in
den letzten Jahren erloschen sind. Die am Ostrand der Tagebauregion nachgewiesenen Vorkommen
(über 5 km von den westlichen Vorkommen abgelegen) könnten ihren Ausgangspunkt eventuell in der
Elsteraue in Sachsen haben, die allerdings auch mindestens 2,5 km entfernt ist. Die Bundesstraße 2
stellt zudem ein größeres Ausbreitungshemmnis zwischen beiden Gebieten dar.
95

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Sehr isoliert liegt auch das aktuell bedeutendste Kammolchvorkommen in der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts im Tagebau Golpa III. Der nächste bekannte
Nachweis eines Laichgewässers im Umland ist ca. 6 km entfernt (Muldeaue) und ist sicher nicht die
Besiedlungsquelle gewesen. Auch an diesem Beispiel zeigt sich die große Unsicherheit einer
Besiedlungsprognose beim Kammolch.
Laut dem Datenspeicher des LAU gibt es mehrere Kammolchvorkommen am Nordrand der
Tagebauregion Amsdorf und dem nördlich anschließenden Gebiet des ehemaligen Salzigen Sees.
Im Rahmen der aktuellen sowie der Untersuchungen des FBM (1999) konnten diese Vorkommen
allerdings nicht bestätigt werden.
Während sich im Umfeld von bis zu 2 km um die Tagebauregionen Halle-Ost und Merseburg-Ost
aktuell bekannte Kammolchvorkommen befinden und eine zukünftige Besiedlung aus dieser Sicht
gesehen nicht ganz auszuschließen wäre, ist die gesamte Tagebauregion Geiseltal sowie der
westliche Teil der Tagebauregion Bitterfeld hauptsächlich von großräumigen Ackergebieten umgeben,
aus denen keine Kammolchnachweise bekannt sind. Allerdings muss wieder auf die wahrscheinlichen
Defizite bezüglich der Verbreitung dieser Art hingewiesen werden.
Die Kreuzkröte, eigentlich eine typische Pionierart, die sehr schnell neue Lebensräume besiedelt,
fehlt aktuell im gesamten Kreis Merseburg-Querfurt, einschließlich der Tagebauregion Geiseltal. Die
nächsten bekannten Vorkommen liegen über 14 km entfernt. Zur Zeit scheint es somit äußerst
unwahrscheinlich, dass die Kreuzkröte die Tagebauregion Geiseltal aktiv besiedeln kann. Allerdings
zeigt die alte Verbreitungskarte der Kreuzkröte für den ehemaligen Bezirk Halle mit Erfassungsdaten
aus den Jahren 1966 - 1984 (BUSCHENDORF 1984) u.a. Vorkommen der Art im NO-Teil der
Tagebauregion mit den Tagebauen Mücheln und Braunsbedra. Warum sich die Art nicht auf die
angrenzenden Tagebaue Großkayna und Kayna-Süd ausgebreitet hat, sondern das Vorkommen
wieder erloschen ist, lässt sich nicht mehr erklären. Möglicherweise gab es nur kurzzeitig eine kleine
(angesiedelte ?) Population im Gebiet, die in Folge der Abbautätigkeit wieder vernichtet wurde.
Auch aus den Tagebauregionen Halle-Ost und Merseburg-Ost gibt es keine aktuellen
Kreuzkrötennachweise. Die nächsten Vorkommen sind auch hier zu weit entfernt (> 7 km), als dass
eine Besiedlung wahrscheinlich erscheint.
Eine deutliche Bindung an Tagebaugebiete in der Nähe von Flussauen weisen Laubfrosch und
Moorfrosch auf.
Der Laubfrosch wird wiederholt als Pionierart beschrieben, die ein ausgeprägtes Wanderverhalten
besitzt und auch neu entstandene Gewässer recht schnell besiedeln kann (CLAUSNITZER &
BERNINGHAUSEN 1991; CLAUSNITZER 1996; TESTER & FLORY 1995; GROSSE 1995). Die
Angaben über Wanderungsdistanzen des Laubfrosches variieren beträchtlich (GROSSE 1994).
Entfernungen von über 3 km stellen dabei die Ausnahme dar, sind aber belegt und bilden häufig die
Grundlage für die Neugründung einer Subpopulation. GROSSE (1995) verweist auf die maximal
nachgewiesene Wanderungsentfernung von 12,6 km für den Laubfrosch (STUMPEL & HANEKAMP
1986). Von letzteren Autoren wurde auch nachgewiesen, dass der Anteil wandernder Männchen
deutlich höher ist. So kann es durchaus sein, dass abgelegene Gewässer lediglich von einzelnen
rufenden Männchen besetzt sind, hier aber keine Reproduktion stattfindet. Solche Fälle liegen
wahrscheinlich bei mehreren isolierten Nachweispunkten einzelner Laubfrösche in der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts vor.
Im Südraum Leipzig, im sächsischen Teil der Braunkohlebergbaufolgelandschaft, ist der Laubfrosch
relativ verbreitet und z.T. auch häufig (FBM 1999). In der Braunkohlebergbaufolgelandschaft
Sachsen-Anhalts ist die Art dagegen selten und nur regional verbreitet.
Ein Häufungszentrum des Laubfrosches im südlichen Sachsen-Anhalt ist die Elster-Luppe-Aue östlich
der gedachten Linie Zöschen-Ermlitz. Einzelne Vorkommen gibt es auch in der Saale-Aue im Raum
Merseburg. Ausgehend von diesen beiden Auen-Gebieten erfolgte höchstwahrscheinlich eine
zeitweise Besiedlung der Tagebaue Merseburg-Ost (Entfernung zu den nächsten aktuellen
Vorkommen in der Aue 1 - 2 km) und Lochau (nur Einzelnachweise; Entfernung zu den nächsten
aktuellen Vorkommen in der Aue 3 - 4 km). Bis zum ehemaligen Tagebau Bruckdorf ist der Laubfrosch
dagegen nicht vorgedrungen; auch alte Verbreitungskarten (BUSCHENDORF 1984) zeigen keine
Laubfroschvorkommen im betroffenen Messtischblattquadrant. Die Entfernung zu den nächsten
aktuellen Vorkommen in der Elster-Luppe-Aue beträgt ca. 5 - 6 km.
Ein weiterer Vorkommensschwerpunkt des Laubfrosches im südlichen Sachsen-Anhalt liegt in der
Muldeaue zwischen Bad Düben und Dessau. Als Relikte dieser Vorkommen sind wahrscheinlich die
(aktuell nicht mehr bestätigten) Nachweise einzelner Tiere in der Goitsche aus dem Jahr 1994
96

Ergebnisse und Diskussion
(MEYER & GROSSE 1997) sowie die noch bestehenden Vorkommen im Tagebau Muldenstein (beide
Tagebauregion Bitterfeld) zu werten. In den übrigen, von der Muldeaue weiter entfernt liegenden
Tagebauen im westlichen Teil dieser Tagebauregion wurden keine Laubfrösche nachgewiesen.
Laut Datenspeicher des LAU gibt es mehrere Laubfrosch-Nachweise aus der Tagebauregion Amsdorf
(keine Bestätigung im Rahmen der Untersuchungen des FBM bzw. FLB). Die nächsten Vorkommen
im unverritztem Umland sind nur ca. 1,5 km entfernt (laut Datenspeicher LAU ist der Laubfrosch
häufig im Gebiet des ehemaligen Salzigen See), so dass von diesem Gebiet ausgehend eine
Besiedlung der Tagebauregion angenommen werden könnte.
Zum Teil sehr isoliert liegen die Nachweispunkte einzelner oder weniger rufender Laubfrösche (kein
Reproduktionsnachweis !) aus der Tagebauregion Zeitz/Weisenfels/Hohenmölsen. Es lässt sich nicht
sagen, von welchen (ehemaligen ?) Vorkommen im Umland die Besiedlung erfolgte. Die wenigen
nächsten, aktuell bekannten Nachweispunkte des Laubfrosches im Umland sind über 3 km entfernt;
die Bundesstraße 2 liegt als Ausbreitungshemmnis dazwischen. Dadurch scheint es eher fraglich, ob
weitere Tiere aktiv einwandern und so eine stabile Population aufbauen können.
Zu weit von den Laubfrosch-Verbreitungszentren entfernt ist die Tagebauregion Gräfenhainichen. Ein
einzelnes, individuenarmes Vorkommen am Westrand der Tagebauregion, reichte offensichtlich bisher
nicht aus, um die 2,5 km entfernten, nächstgelegenen, potenziell geeigneten Tagebaugebiete zu
besiedeln.
Am weitesten abgelegen von den nächsten aktuellen Laubfroschvorkommen im Umland (in der Saale-
Aue, über 7 km entfernt) ist die Tagebauregion Geiseltal. Trotz geeigneter Laichgewässer fehlt die Art
in der gesamten Tagebauregion.
Auch der Moorfrosch weist in der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts eine auffällig
regional begrenzte Verbreitung mit Vorkommensschwerpunkten im Gebiet der Elster-Saale-Aue
(Tagebauregion Halle-Ost), in der Muldeaue (Bereich um den Tagebau Muldenstein) sowie dem
Bereich der Dübener Heide (Tagebauregion Gräfenhainichen, einschließlich Tagebauraum
Bergwitzsee) auf. In den genannten 3 Naturräumen ist die Art relativ verbreitet und hat von dort sicher
die angrenzenden Tagebaue besiedelt.
Dagegen fehlt der Moorfrosch trotz potenziell geeigneter Laichgewässer in den gesamten
Tagebauregionen Geiseltal, Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen, dem westlichen Abschnitt der
Tagebauregion Bitterfeld sowie der Tagebauregion Amsdorf. Zumindest für die beiden erstgenannten
Gebiete scheint - ausgehend von der sehr großen Entfernung zu den nächsten aktuell bekannten
Vorkommen im Umland - auch zukünftig eine Ansiedlung der Art unwahrscheinlich. Bekannt sind
Wanderungsleistungen des Moorfrosches von bis zu 1 (2) km (GÜNTHER & NABROWSKY 1996). Die
nächsten derzeitigen Vorkommen im Umfeld der Tagebauregion Geiseltal liegen - wie beim
Laubfrosch - in der Saaleaue und sind, abgesehen von der großen Entfernung (ca. 6 km), auch noch
durch die B 91 sowie Industrie- und Siedlungsgebiete von der Tagebauregion relativ isoliert.
Mindestens 14 km entfernt sind die nächsten in Sachsen-Anhalt bekannten Moorfrosch-Vorkommen
im Umland potenzieller Laichgewässer im westlichen Teil der Tagebauregion
Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen. Näher liegen möglicherweise Vorkommen in Sachsen (Elsteraue).
Diese wären jedoch auch noch ca. 6 km entfernt, so dass ein aktives Einwandern des Moorfrosches
unwahrscheinlich ist.
Denkbar wäre eine zukünftige Besiedlung der nördlichen Teilabschnitte der Tagebauregion Amsdorf.
In einer Entfernung von ca. 1,5 km (Gebiet des ehemaligen Salzigen See) gibt es dort laut
Datenspeicher des LAU mehrere Moorfroschvorkommen. Wesentliche Ausbreitungshemmnisse liegen
nicht zwischen beiden Gebieten.
4.1.1.2.2 Libellen
(Jörg Huth)
Im Vergleich zu vielen anderen Insekten sind Libellen sehr mobil. Die Mobilität ist jedoch von Art zu
Art verschieden. Gute Flieger sind vor allem Großlibellen, insbesondere Edellibellen (Aeshnidae) und
Falkenlibellen (Corduliidae). Weniger flugtüchtig sind Kleinlibellen (Zygoptera) und Segellibellen
(Libellulidae). Insbesondere Großlibellen können durch gerichtete und ungerichtete Wanderungen in
großen Höhen und visuelle Habitatsuche (STERNBERG & BUCHWALD 1999) auch isoliert liegende
Lebensräume erreichen und besiedeln. Bei Kleinlibellen ist vor allem über eine passive Verbreitung
(z.B. über Windströmungen) die Überwindung großer Distanzen möglich.
97

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Durch die Mobilität der Artengruppe ist die Besiedlung der Bergbaurestgewässer durch Libellen
vergleichsweise wenig vom Umland abhängig. Neu entstehende Gewässer können bei schneller
Vegetationsentwicklung binnen kürzester Zeit durch eine Vielzahl von Arten besiedelt werden (z.B.
Untersuchungsgebiet Radis-Greminer Graben, Golpa-Nord).
Dennoch hat die offensichtlich regionale Verbreitung einiger Libellenarten im Umland der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft einen Einfluss auf die Besiedlung der Bergbau-Restgewässer.
Besonders stark ist die regionale Spezifität des Naturraumes der Dübener Heide. Einige Libellenarten
kommen im südlichen Sachsen-Anhalt wahrscheinlich nur hier vor und bleiben damit auch auf die
Bergbaugebiete des Naturraumes (Regionen Gräfenhainichen und Bitterfeld) beschränkt (siehe Tab.
38).
Andere Arten beschränken sich auf die nördlichen und südlichen Bergbauregionen Sachsen-Anhalts
(Dübener Heide und Region Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen), die meisten sind jedoch über die
gesamte Braunkohlenbergbaufolgelandschaft des Landes verbreitet. Für letztere ist anzunehmen,
dass sie potenziell alle Bergbaugebiete in Mitteldeutschland bei Vorhandensein oder nach
Entwicklung essentieller Habitatstrukturen (in Abhängigkeit vom Gewässeralter) relativ schnell
besiedeln können (Tab. 38).
Tab. 38
Besiedlungspotenzial gefährdeter Libellenarten (Rote Liste-Sachsen-Anhalt und Rote Liste-Deutschland) in
Abhängigkeit von der Verbreitung
Potenzielles Besiedlungsgebiet
nur Naturraum Dübener Heide
(Regionen Gräfenhainichen, Bitterfeld)
Naturraum Dübener Heide (Regionen
Gräfenhainichen, Bitterfeld) und Region
Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen
gesamte Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
Mitteldeutschlands
Calopteryx virgo
Coenagrion hastulatum
Cordulegaster boltoni
Somatochlora flavomaculata
Sympetrum depressiusculum
Leucorrhinia rubicunda
Aeshna juncea
Leucorrhinia dubia
Leucorrhinia pectoralis
Calopteryx splendens
Lestes dryas
Lestes virens vestalis
Lestes barbarus
Sympecma fusca
Ischnura pumilio
Coenagrion pulchellum
Erythromma viridulum
Brachytron pratense
Aeshna affinis
Aeshna isosceles
Anax parthenope
Orthetrum coerulescens
Orthetrum brunneum
Sympetrum striolatum
Sympetrum fonscolombei
Sympetrum flaveolum
Sympetrum pedemontanum
Arten
Blauflügel-Prachtlibelle
Speer-Azurjungfer
Zweigestreifte Quelljungfer
Gefleckte Smaragdlibelle
Sumpf-Heidelibelle
Nordische Moosjungfer
Torf-Mosaikjungfer
Kleine Moosjungfer
Große Moosjungfer
Gebänderte Prachtlibelle
Glänzende Binsenjungfer
Kleine Binsenjungfer
Südliche Binsenjungfer
Gemeine Winterlibelle
Kleine Pechlibelle
Fledermaus-Azurjungfer
Kleines Granatauge
Kleine Mosaikjungfer
Südliche Mosaikjungfer
Keilflecklibelle
Kleine Königslibelle
Kleiner Blaupfeil
Südlicher Blaupfeil
Große Heidelibelle
Frühe Heidelibelle
Gefleckte Heidelibelle
Gebänderte Heidelibelle
Bei einigen der regional verbreiteten Arten (z.B. Leucorrhinia dubia, Leucorrhinia pectoralis) gelangen
sporadische Nachweise revierbesetzender Männchen an habitatstrukturell geeigneten Gewässern
auch außerhalb der wahrscheinlichen Verbreitungsgebiete, die in Folgejahren nicht wieder bestätigt
werden konnten (z.B. Amsdorf, Lochau). Diese Nachweise zeigen, dass auch entfernte
Tagebaugebiete von regional verbreiteten Arten erreicht werden. Aber gerade in suboptimalen
Habitaten hängt die Etablierung eines reproduzierenden Vorkommens in starkem Maße davon ab, ob
sich reproduzierende Spenderhabitate mit ausreichender Zahl abwandernder Individuen im Umland
befinden.
Für bodennahe Wanderungen von Libellen ist das Vorhandensein von Leitlinien in Form von linearen
Landschaftselementen ganz entscheidend. Von besonderer Bedeutung sind Fließgewässerläufe und
ihre Saumstrukturen sowie Wald- und Gehölzkanten (STERNBERG & BUCHWALD 1999).
98

Ergebnisse und Diskussion
Insbesondere die weniger flugtüchtigen Arten sind auf strukturelle Leitlinien angewiesen. Daraus
schlussfolgernd haben die Tagebauregionen
• Gräfenhainichen (Dübener Heide, mehrere Bachniederungen),
• Bitterfeld (Dübener Heide, Muldeaue),
• Halle-Ost (Elsteraue) und
• Merseburg-Ost (Elster-Luppe-Aue)
eine gute strukturelle Einbindung in das Umland und sind deshalb besonders gut durch Libellen
besiedelbar bzw. haben gute Voraussetzungen für Wechselbeziehungen mit Libellen-Lebensräumen
im Umland.
Denen gegenüber stehen Tagebauregionen, die durch ihre Lage inmitten von strukturarmen
Agrarlandschaften eine schlechte strukturelle Umlandeinbindung aufweisen. Dies betrifft vor allem die
Tagebauregionen Amsdorf und Geiseltal. Für diese Regionen sind die wenigen tangierenden
Fließgewässerläufe als strukturelle Leitlinien von besonderer Bedeutung. In der Region Amsdorf
stellen im Norden das Becken des Salzigen Sees und das Salzatal und im Süden der Würdebach
(über die Salza) die Verbindung zur Saaleaue her. Für das Geiseltal ist die Geiselniederung zwischen
Frankleben und Merseburg die wichtigste Verbundachse zur Saaleaue.
4.1.1.3 Beiträge der Fernerkundung zur flächigen Analyse von Umlandbeziehungen
(Ulrike Nocker & Cornelia Gläßer)
Die fernerkundliche Analyse der Wechselwirkungen zwischen Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
und Umland basiert auf der Erfassung von Landnutzungs- und –bedeckungsklassen und der
anschließenden geostatistischen Auswertungen der Landschaftsausschnitte. Die Tab. 39 fasst
Zielsetzung, Untersuchungsgebiete und Analysemethodik auf Landschaftsebene zusammen.
Tab. 39
Kurzbeschreibung von Untersuchungsgebieten und Methodik der Analysen auf Landschaftsebene
Erfassung von Landschaftsstrukturmaßen auf der Basis von Fernerkundungsdaten und GIS
Zielsetzung
Auswertung von Landschaftsstrukturparametern für die Auswertung von
Landbedeckungsstrukturen im Umland
Untersuchungsgebiete für Testgebiete: Nord- und Südraum wurde das Umland in einem Umkreis von 10 km um die
Bergbaufolgelandschaften untersucht
Fernerkundungsdaten Landsat 7 ETM+ vom 14.08.2000
Referenzdaten
CIR-Luftbildkartierung der Biotoptypen
Methodik und
Klassifikationsergebnisse
objektorientierte digitale Klassifizierung (eCognition) unter Einbeziehung einer Nearest-
Neighbor-Klassifizierung, des NDVI, der Hauptkomponentenanalyse und
Varianzfilterungsergebnissen in folgende thematische Klassen:
- Laubwald
- Mischwald
- Nadelwald
- Acker
- Grünland
- Staudenfluren
- Trockenrasen
- offene Substrate
- Wasser
- Siedlungen
- daraus Aggregierung naturschutzrelevanter Lieferbiotope
- Grünland/Trockenrasengesellschaften
- Staudenfluren
- Laubwald
- Nadelwald
- Mischwald
- Ableitung von Landschaftsstrukturparametern (FRAGSTATS)
99

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Die Analyse des Umlandes mit Hilfe von Landschaftsstrukturparametern zielte auf folgende
landschaftsökologische Fragestellungen ab:
• Bestandsanalysen und Veränderungsbeschreibungen der Biotop- und Vegetationsstrukturen
der Bergbaufolgelandschaften und des Umlands,
• Analyse von Habitaten und Habitateignung für bestimmte Tier- und Pflanzenarten.
Die Untersuchungen konzentrierten sich auf die Analyse von Struktur (Größe, Flächenform, Anzahl,
räumliche Verteilung von Landschaftselementen und Ökosystemen) und Funktion (z.B. die
Interaktionen zwischen verschiedenen räumlichen Elementen) der Landschaftsausschnitte.
Die Abb. 29 stellt die Klassifizierungsergebnisse, welche den Landschaftsstrukturanalysen
(Indizesberechnungen) zugrunde gelegt wurden, für beide Untersuchungsgebiete dar. Die Ergebnisse
der darauf aufbauenden statistischen Auswertung (Software FRAGSTATS) werden für beide
Untersuchungsgebiete aus der Tab. 40 ersichtlich.
Abb. 29
Digitale segmentbasierte Klassifizierung des Umlandes der Bergbaufolgelandschaften (NOCKER, Martin-
Luther-Universität Halle-Wittenberg, Institut für Geographie, Arbeitsgruppe Geofernerkundung)
100

Ergebnisse und Diskussion
Tab. 40
Landschaftsindizes der Untersuchungsgebiete (UG Geiseltal = Südraum und UG Goitsche = Nordraum)
Im Vergleich der Anzahl der Patches (NUMP) und der mittleren Patchgröße (MPS) beider
Untersuchungsgebiete wird deutlich, dass im Südraum eine erheblich kleinere Anzahl von Patches zu
verzeichnen ist. Die Patches sind jedoch im Durchschnitt um ein Mehrfaches größer als die des
Nordraumes. Dies kann auf die Tatsache zurückgeführt werden, dass der Anteil von Ackerflächen im
Südraum im Vergleich zum Nordraum höher ist. Anhand des LPI für die einzelnen Klassen (vgl. Abb.
32) wird deutlich, dass diese Ackerflächen die größten Landschaftselemente im südlichen
Untersuchungsraum darstellen. Die niedrigere Kantendichte (ED) auf Landschaftsebene im Südraum
weist auf die Dominanz von Landschaftselementen mit gleichmäßigen, relativ geometrischen Formen
hin. Dies ist wiederum in Verbindung mit dem Anteil an großen, relativ quadratischen Ackerflächen zu
sehen. Im Norden ist der Anteil an Wald-, Grünland- und Staudenflurenelementen am Gesamtanteil
sehr hoch. Die höhere Kantendichte auf Landschaftsebene ist ein Indikator für unregelmäßigere
Formen. Betrachtet man dazu noch den Landscape Shape Index (LSI), zeigt sich, dass im Südraum
regelmäßigere Formen vorherrschen. Parallel zur Theorie, dass eine hohe Komplexität von Formen
Indiz für Naturnähe bzw. relativ geringe anthropogene Beeinflussung der Landschaft ist, wird deutlich,
dass der Südraum durch naturferne, intensive landwirtschaftliche Nutzung geprägt ist.
101

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
50000,00
45000,00
40000,00
35000,00
30000,00
25000,00
20000,00
15000,00
10000,00
5000,00
0,00
Laubwald
Nadelwald
Mischwald
Acker
Grünland
Kraut- u. Stauden
Stauden u. Gehölze
Mischsubstrate
Wasser
Siedlung
Südraum
Nordraum
Abb. 30
Flächenanteile der klassifizierten Flächennutzungen in Hektar
2000,00
1800,00
1600,00
1400,00
1200,00
1000,00
800,00
600,00
400,00
200,00
0,00
Laubwald
Nadelwald
Mischwald
Acker
Grünland
Kraut- u. Stauden
Stauden u. Gehölze
Mischsubstrate
Wasser
Siedlung
Südraum
Nordraum
Abb. 31
Anzahl von Patches im Untersuchungsraum
102

Ergebnisse und Diskussion
45,00
40,00
35,00
30,00
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
Laubwald
Nadelwald
Mischwald
Acker
Grünland
Kraut- u. Stauden
Stauden u. Gehölze
Mischsubstrate
Wasser
Siedlung
Südraum
Nordraum
Abb. 32
Largest Patch Index
4500,00
4000,00
3500,00
3000,00
2500,00
2000,00
1500,00
1000,00
500,00
0,00
Laubwald Nadelwald Mischwald Grünland Kraut- &
Stauden
Südraum
Nordraum
Abb. 33
Mean Nearest Neighbour Parameter
103

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
100,00
90,00
80,00
70,00
60,00
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
0,00
Laubwald Mischwald Grünland Kraut- & Stauden &
Stauden Gehölze
Südraum
Nordraum
Abb. 34
Interspersion Juxtaposition Index
In Zusammenarbeit mit den Biologen der Fachhochschule Bernburg wurden die folgenden
Biotoptypen als Lieferbiotope festgelegt: Laub- und Nadelwald, Staudenfluren und
Trockenrasengesellschaften. Die Abb. 35 zeigt die aus der Ausgangsklassifizierung (siehe Abb. 29)
aggregierten Lieferbiotope im Untersuchungsraum.
Abb. 35
Digitale segmentbasierte Klassifizierung der Lieferbiotope im Umland der Bergbaufolgelandschaften
(NOCKER, Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg, Institut für Geographie, Arbeitsgruppe
Geofernerkundung)
Bei Betrachtung der Lieferbiotope (vgl. Abb. 35) wird deutlich, dass der Flächenanteil im Nordraum
sehr viel größer ist als im Südraum.
Die Vernetzung und Distanz der Elemente der einzelnen Lieferbiotopklassen sind im Nordraum enger
verzahnt (vgl. Abb. 33). Die durchschnittliche Entfernung zwischen einzelnen Patches einer Klasse
liegt unter 500 m. Dies steht im Gegensatz zu den Werten im Südraum. Mit durchschnittlichen
104

Ergebnisse und Diskussion
Entfernungen von Laubwaldelementen von 900 m, Mischwaldpatches von 2.600 m und
Grünlandelementen von 4.000 m ist eine höhere Isolation von strukturreichen Biotopen festzustellen.
Betrachtete man den Index für die Verteilung der Elemente im Raum (IJI, vgl. Abb. 34) wird deutlich,
dass die Lieferbiotopelemente im Nordraum gleichmäßiger verteilt sind. Im Südraum stellen die
Ausnahme Laubwaldelemente dar, die als kleine Inseln vergleichsweise gleichmäßig über den
Untersuchungsraum verteilt sind.
Die Diversitätsindices SDI und SEI (siehe Tab. 40) weisen auf eine kleinstrukturierte
Landschaftsaufteilung und kleinräumigeren Wechsel von Landschaftselementen im Nordraum hin.
Landschaftsstrukturparameter können grundsätzlich zur Charakterisierung und zum Vergleich
verschiedener Landschaftstypen herangezogen werden. Intensiv landwirtschaftlich genutzte Gebiete
sind charakterisiert durch:
• einen hohen Flächenanteil landwirtschaftlicher Flächen,
• niedrige Kantendichten,
• hohe durchschnittliche Patchgrößen,
• niedrige “Landscape Shape”-Werte,
• niedrige Shannon Diversity Indices.
Die Landschaftsstrukturparameter heterogen genutzter Landschaften sind gekennzeichnet durch:
• hohe Kantendichte-Werte,
• mittlere durchschnittliche Patchgrößen,
• hohe “Landscape Shape”-Werte,
• höhere Shannon Diversity Index-Werte.
Zusammenfassend ist zu sagen, dass Landschaftsstrukturparameter, ermittelt auf der Basis der
Auswertung von Satellitenbildfernerkundungsdaten, eine Grundlage zur Ableitung von Indikatoren für
die Erfassung der Landschaftsstrukturen darstellen. Mit Hilfe von Landschaftsstrukturparametern
konnten die Varianzen in der Landschaftsausstattung von Nord- und Südraum deutlich aufgezeigt
werden. Ebenso konnten wichtige Aspekte zur Landschaftsverbundanalyse erarbeitet werden. Sowohl
die durchschnittlichen Distanzen von Patches einer Klasse als auch der Verteilung dieser Patches im
Raum stellen wichtige Zeigerwerte für die Zustandsbeschreibung dar.
Während im Südraum für den Landschaftsverbund wichtige Landschaftsstrukturen nur im Ansatz
festzustellen sind und in erheblichem Maße Ansätze zum Ausbau eines Verbundsystems entwickelt
werden sollten, sind im Nordraum Verbundelemente bereits in stärkerem Maße nachweisbar.
Neben den aufgezeigten Stärken müssen aber auch folgende Aspekte berücksichtigt werden:
Einzelne Indices liefern keine absoluten Werte (z.B. Shapeindex, Shannon`s Diversity Index) und
eignen sich daher nur zu relativen Vergleichen innerhalb ein und derselben Auswertung. Weiterhin
führt der Detaillierungsgrad der Ausweisung von thematischen Klassen zu erheblichen Varianzen in
den Auswertungsergebnissen.
4.1.2 Klassifikation der Vegetationseinheiten, Vegetationsstrukturen und Biotoptypen
in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands
4.1.2.1 Terrestrische Klassifikation der Biotoptypen
(Michael Reuter)
Im Rahmen des Forschungsverbundes Braunkohlentagebaulandschaften Mitteldeutschlands (FBM)
wurde ein spezieller Biotoptypenschlüssel für die Kartierung von Braunkohlenbergbaulandschaften
entwickelt (HEYDE et al. 1998). Dieser Schlüssel fand in verschiedenen Gutachten erste praktische
Verwendung (z.B. OEKOKART 1997a; OEKOKART 1997b; OEKOKART 1999). Eine weitere intensive
Nutzung erfolgte mit Beginn des FLB-Projektes. Nach der ersten großflächigen Kartierung im Tagebau
Kayna-Süd, wurden alle bisherigen praktischen Erfahrungen mit dem Biotoptypenschlüssel
gesammelt und ausgewertet. Dabei wurden auch spezielle Fragestellungen hinsichtlich
vegetationskundlicher bzw. faunistischer Untersuchungen im Rahmen des FLB-Projektes
berücksichtigt. Als Konsequenz dieser Analyse entstand ein neuer, etwas veränderter
105

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Biotoptypenschlüssel, der u.a. bessere Differenzierungen in den Biotoptypengruppen der Gras-Kraut-
Fluren, der Gehölze sowie der Forste ermöglicht. Dieser Schlüssel wurde bei allen anderen
Biotoptypenkartierungen in den Untersuchungsgebieten des FLB-Projektes sowie auch in weiteren
Gutachten (z.B. OEKOKART 2001, RANA 2002, OEKOKART 2002) angewandt. Die Ergebnisse der
Biotopkartierung von Kayna-Süd wurden auf diesen neuen Schlüssel umgeschrieben. Weitere
kleinere Änderungen des Schlüssels waren im Zuge dieser Arbeiten lediglich nach Auswertung der
Kartierung des Sandtrockenrasens Petersroda, für die Biotoptypengruppe der Sandtrockenrasen
notwendig. Die letzte vorliegende Fassung des Biotoptypenschlüssels ist somit das Ergebnis
umfangreicher Grundlagenuntersuchungen sowie vielfältiger praktischer Anwendungen bei der
Biotoptypenkartierung von Braunkohlenbergbaufolgelandschaften in Mitteldeutschland.
Alle Kartierungen wurden im Maßstab 1:5.000 auf der Grundlage von Risskarten der LMBV
durchgeführt. Einzelne Teilflächen in ausgewählten Gebieten wurden zusätzlich im Maßstab 1:2.000
kartiert. Das Hauptproblem bei diesen Arbeiten war die äußerst schwierige Abgrenzung der im
Gelände erfassten Biotoptypen in den Karten. Eine gute Orientierung erlaubten lediglich Bereiche mit
stark ausgeprägtem Relief, die in den Risskarten meist sehr gut zu erkennen und zu differenzieren
waren. Die Ausgrenzung verschiedener Biotope auf morphologisch relativ unstrukturierten Flächen
war dagegen praktisch meist unmöglich. Auch die im Rahmen dieses Projektes erfolgte und für
verschiedene Fragestellungen genutzte Einteilung und Auspflockung der Untersuchungsgebiete in
100 m - Raster, wie sie für „normale“ Kartierungen viel zu aufwendig und praktisch nicht durchführbar
wäre, erwies sich nicht als wesentliche Orientierungshilfe. Eine wesentliche Hilfe stellen dagegen
aktuelle Luftbilder dar. Für den Tagebau Kayna-Süd standen nur relativ alte CIR-Luftbilder aus dem
Jahr 1992 zur Verfügung; der Zustand des Gebietes im Kartierungsjahr 1999 wies im Vergleich dazu
wesentliche Veränderungen auf (deutlicher Wasseranstieg; große Unterschiede hinsichtlich der
Ausdehnung von Röhrichten oder Vorwäldern). Dadurch kam es zu größeren Ungenauigkeiten bei der
Umsetzung von Lage und Ausdehnung von Biotopen, auch die Darstellung des kleinflächigen
Wechsels vieler Biotoptypen war nur sehr eingeschränkt möglich.
Auch die Biotoptypenkartierung der Halde Blösien erfolgte auf Grundlage alter CIR-Luftbilder.
Allerdings überwiegen in diesem Gebiet Biotoptypen älterer Sukzessionsstadien (Forste, Vorwälder,
Gebüsche sowie ausdauernde Gras-Kraut-Fluren mit hohem Verbuschungsgrad), die nicht so
schnelllebig und damit kurzfristigen Veränderungen unterworfen sind wie die im Tagebau Kayna-Süd
dominierenden „Offenland“-Biotoptypen.
Für die meisten übrigen Gebiete standen bei der Kartierung dagegen aktuelle Luftbilder der LMBV zur
Verfügung, was ein wesentlich genaueres Arbeiten ermöglichte. Alle erstellten Biotoptypenkarten
wurden digital aufbereitet und zur Auswertung anderer Teilprojekte genutzt.
Insgesamt erfolgte für 9 Untersuchungsgebiete eine Biotoptypenkartierung, wie sie in Tab. 23 im Kap.
3.3 zusammenfassend dargestellt wurde.
Bei den Untersuchungsgebieten handelt es sich zwar überwiegend um Sanierungstagebaue, jedoch
mit z.T. sehr unterschiedlicher Biotoptypenausstattung. Für die 5 flächenmäßig bedeutendsten
Gebiete wurde die Verteilung der auftretenden, terrestrischen Biotoptypengruppen prozentual
dargestellt (siehe Abb. 36).
Im Gebiet von Mücheln-Innenkippe dominieren Biotoptypen des Offenlandes. Von allen
Untersuchungsgebieten ist hier der Anteil ausgedehnter Rohbodenflächen sowie von Biotop-Mosaiken
(meist ebenfalls mit Rohboden-Anteil) am größten. Größere Flächen werden außerdem von
spontanen Gras-Kraut-Fluren eingenommen. Gebüsche, Vorwälder und Forste spielen dagegen
aktuell eine vergleichsweise geringe Rolle. Die Biotop-Vielfalt des Gebietes und damit auch dessen
hohe naturschutzfachliche Bedeutung, wird weiterhin durch die große Anzahl verschiedener kleiner
bis mittelgroßer Gewässer (Weiher, Kleinsee, z.T. Flachgewässer; siehe Tab. 41) sowie durch die
entwickelten, lokal sehr großflächigen Röhrichte verstärkt.
Auch der Tagebau Kayna-Süd wird noch durch Offenlandbiotoptypen geprägt. Allerdings ist hier der
Anteil an Rohbodenflächen auf Grund der weiter fortgeschrittenen Sukzession schon deutlich geringer
als im Gebiet von Mücheln-Innenkippe. Die Fläche der spontanen Gras-Kraut-Fluren (ohne
Calamagrostis-Fluren) ist vergleichsweise höher, ebenso die der Vorwälder. Außer dem eigentlichen
Tagebaurestsee - allerdings mit großen Flachwasserzonen und noch ausgedehnten,
zusammenhängenden Röhrichtflächen, die wesentlich den naturschutzfachlichen Wert des Gebietes
mitbegründen - gibt es keine Stillgewässer. Vereinzelt sind kleinere Quellrinnsale vorhanden.
Im Untersuchungsbereich Radis-Gremminer Graben (bzw. Modellierungsbereich 'Bachaue') im
Tagebau Golpa-Nord ist der Anteil der Rohbodenflächen bzw. Biotop-Mosaike noch etwas geringer
106

Ergebnisse und Diskussion
als in Kayna-Süd. Dies ist vor allem auf die großflächige Ansaat von Rot-Schwingel zurückzuführen.
Diese Ansaat-Flächen prägen weite Bereiche des Gebietes, wodurch dessen naturschutzfachlicher
Wert erheblich geschmälert ist. Zum Untersuchungsgebiet gehören außerdem mehrere jüngere
Nadel- und Laubholzforste sowie flächige, noch sehr lichte und junge Gehölzanpflanzungen auf
Ansaatmischungen. Naturschutzfachlich von Bedeutung sind (außer den Rohbodenflächen) vor allem
zwei im Rahmen von Landschaftsgestaltungsmaßnahmen angelegte, weiherähnliche Gewässer im
Mündungsbereich des Radis-Gremminer Grabens.
Bei dem Gebiet des Sandtrockenrasens Petersroda (Tagebau Goitsche) handelt es sich um den
größten zusammenhängenden Sandtrockenrasen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
Sachsen-Anhalts. Dementsprechend besitzt er eine außerordentlich hohe naturschutzfachliche
Bedeutung für Spezialisten solcher Xerothermstandorte. Auch die daneben auftretenden Gras-Kraut-
Fluren (trockener Standorte) weisen meist noch viele Arten der Sandtrockenrasen auf. Inselhaft
kommt es zur Verbuschung der Flächen, insbesondere mit Besenginster sowie Kiefer. Teilflächen des
Gebietes wurden zudem mit Kiefern, z.T. auch mit Rot-Eiche aufgeforstet. Der Sandtrockenrasen
grenzt an seinem Südrand an das in Flutung befindliche Tagebaurestloch Holzweißig-West, so dass
zum Untersuchungsgebiet anteilmäßig auch Flächen eines Sees gehören.
Wege/Gebäude
Nadelwald
Laubwald
Vorwald
Gebüsche
Röhricht
Acker
Calamagrostis-Flur
Gras-Kraut-Flur
Ansaaten
Trockenrasen
Mosaike
Rohboden
Abb. 36
Flächenanteile der Biotoptypengruppen (ohne Gewässer) in den Untersuchungsgebieten der Tagebaue bzw.
Tagebaubereiche Mücheln-Innenkippe (MI), Kayna-Süd (KS), Golpa-Nord/'Bereich Radis-Gremminer Graben'
(GN), Halde Blösien (BL) und Goitsche/Sandtrockenrasen bei Petersroda (GS)
Legende: Die Zahlen in Klammern geben die gerundete Gesamtfläche der kartierten Bereiche in ha an.
Tab. 41
Flächengrößen (m²) der Gewässerbiotoptypen (stehende Gewässer) ausgewählter Untersuchungsgebiete
Legende: MI = Mücheln-Innenkippe, KS = Kayna-Süd, GN = Golpa-Nord/'Bereich Radis-Gremminer Graben', BL =
Halde Blösien, GS = Goitsche/Sandtrockenrasen Petersroda
Gewässertyp MI KS GN GS BL
See 50.99 949.16 0 31.83 0
Kleinsee 7.38 0 0 0 0
Weiher 29.45 0 8.33 0 0
Flachgewässer 1.33 0 0 0 0
ausdauernde. Kleingewässer 745 0 101 0 0
temporäre Kleingewässer 1.89 0 0 0 0
Graben 0 0 732 0 0
Die als Altbergbaugebiet einzustufende Halde Blösien wird durch einen Wechsel aus dichten
Gehölzbeständen (vor allem ältere, z.T. sehr strukturreiche Laubholzforste sowie verschiedenartige
Gebüsche) und (ebenfalls z.T. stark verbuschten) Gras-Kraut-Fluren geprägt. Diese Vielgestaltigkeit,
107

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
welche durch kleinflächige Rohbodenflächen noch erhöht wird, begründet wesentlich den
naturschutzfachlich hohen Wert dieses Gebietes.
Die Biotoptypenkarten folgender ausgewählter Gebiete sind im „InformationsSystem zur Analyse,
Bewertung und Prognose der Entwicklung von BergbaufolgeLandschaften - ISABEL" einzusehen:
• Biotoptypenkarte 'Mücheln-Innenkippe'
• Biotoptypenkarte 'Kayna-Süd'
• Biotoptypenkarte 'Sandtrockenrasen Petersroda'
• Biotoptypenkarte 'Golpa-Nord'
• Biotoptypenkarte 'Halde Blösien'
4.1.2.2 Terrestrische Klassifikation der Vegetationseinheiten
(Sabine Jakob)
Zielstellung
Ziel dieser Analysen ist eine Beschreibung der aktuellen Phytocoenosen der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands. Der Schwerpunkt liegt dabei auf spontan
entstandenen, überwiegend terrestrischen Vegetationseinheiten. Eine vegetationskundliche
Klassifizierung der Vegetation der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands ist unter
verschiedenen Gesichtspunkten notwendig:
1. Die erarbeiteten Vegetationseinheiten dienen als Verständigungsrahmen und Planungsgrundlage
für die Sanierung und Entwicklung der Tagebaugebiete.
2. Die Klassifizierung der spontanen Vegetation soll als Verständigungsrahmen die Kausalanalyse
zwischen Vegetationsbeständen, einzelnen Arten, abiotischen Standortfaktoren und biotischen
Konkurrenzsituationen unterstützen.
3. Die vegetationskundliche Gliederung ist damit eine Voraussetzung für die Ableitung von
Sukzessionsmechanismen und –abläufen.
4. Mittels vegetationskundlich klassifizierter Bestände und dafür durch GPS im Gelände verorteter
Eichflächen ist es möglich, in großen Teilen der Braunkohlebergbaufolgelandschaft
Trainingsflächen für die Klassifizierung von Fernerkundungsdaten zur Verfügung zu stellen.
Für die Analyse von Vegetationseinheiten und -strukturen (siehe Kap. 4.1) wurden insgesamt 992
Vegetationsaufnahmen, die nach der Methode von BARKMANN et al. (1964) erhoben wurden,
verwendet. Diese Aufnahmen stammen sowohl aus dem Vorgängerprojekt FBM (1999) als auch aus
dem gegenwärtigen Projekt FLB. So konnte gewährleistet werden, dass repräsentative
Vegetationsbestände der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands ebenso wie lokale
oder regionale Besonderheiten ausreichend belegt wurden.
Für alle verarbeiteten Vegetationsaufnahmen liegt eine ungefähre Altersangabe in Jahren vor. Leider
ist besonders für Altbergbaugebiete der Zeitpunkt der ± letzten Beeinflussung häufig nur schwer
feststellbar. Daher wurden diese Altersangaben zu folgenden Altersklassen zusammengefasst:
108
• 0 - 15 Jahre
• 16 - 30 Jahre
• 31 - 45 Jahre
• 46 - 60 Jahre
• > 60 Jahre
Diese Altersklassen spiegeln grob auch die verschiedenen Zeitabschnitte in der Besiedlung der
Bergbaufolgeflächen wider. Andererseits werden durch die relativ weit gefassten Klassengrenzen die
Ungenauigkeiten bei den Altersangaben etwas ausgeglichen.
Bei der Auswertung der Daten wurden die Tagebauregionen nördlich und südlich von Halle getrennt
behandelt. Diese beiden Regionen weisen sehr große naturräumliche Unterschiede auf, die sich auch

Ergebnisse und Diskussion
im Arteninventar widerspiegeln. Besonders die Tagebauregion nördlich von Halle (Tagebaue Golpa-
Nord, Muldenstein, Goitsche, Gröbern, Köckern sowie verschiedene Alttagebaue der Regionen
Bitterfeld-West und Gräfenhainichen) weist einen hohen Anteil nur hier vorkommender Arten auf (vgl.
FBM 1999).
Im Vordergrund der vegetationskundlichen Klassifikation steht das Zusammenfassen von homogenen
Vegetationsaufnahmen in Gruppen und das Ordnen nach verschiedenen, im Datensatz enthaltenen
Ähnlichkeitskriterien. Auf dieser Basis wird eine Benennung der klassifizierten Einheiten, ihre
Beschreibung und ihr Vergleich untereinander möglich.
Die Datensätze für die Region nördlich und südlich von Halle wurden wurzeltransformiert und in das
Statistikprogramm SPSS 10.0 überführt. Dort erfolgte zunächst eine freie Clusteranalyse der Daten
nach der Ward-Methode (quadrierter Euklidischer Abstand). Nach der Prüfung des dabei
entstandenen Dendrogrammes wurde die Clusterzugehörigkeit der verschiedenen Aufnahmen
gespeichert und so jeweils 7 Hauptcluster für die beiden Gebiete gebildet. Diese 7 Cluster, die im
Wesentlichen bereits grob abgegrenzte Vegetationseinheiten beinhalteten (Vorwälder, Land-Reitgras-
Fluren, Magerrasen, Gras-Kraut-Fluren, Röhrichte, Feuchtfluren) wurden getrennt entweder noch
einmal einer Clusteranalyse nach dem WARD-Verfahren in SPPS unterzogen, um erste Muster
deutlicher herauszustellen oder sie wurden im Klassifikationsprogramm TWINSPAN weiterbearbeitet,
um Arten- und Aufnahmegruppen zu determinieren.
Anschließend wurden die mit Hilfe von TWINSPAN erstellten Tabellen von Hand nachbearbeitet, um
die Vegetationseinheiten herauszuarbeiten.
Die so entstandenen Vegetationseinheiten können nun die Basis bilden für die Ableitung von
Sukzessionsverläufen, die Analyse kausaler Zusammenhänge zwischen biotischen und abiotischen
Faktoren und als Trainingsflächen für die Verifizierung der Fernerkundungsdaten.
Falls eine pflanzensoziologische Zuordnung möglich und sinnvoll erschien, wurde diese nach
SCHUBERT et al. (2001) vorgenommen.
Die Auswertung der Vegetationsaufnahmen mittels verschiedener Klassifikationsverfahren
verdeutlichte, dass eine Zuordnung zu bereits bestehenden Pflanzengesellschaften und
Vegetationseinheiten in vielen Fällen nicht sinnvoll ist. Die Vegetationseinheiten in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft sind häufig noch ungesättigt in Bezug auf die
Artenzusammensetzung. Sie unterliegen einem hohen "species turnover". Einen maßgeblichen
Einfluss auf die Zusammensetzung der Vegetation, vor allem in den frühen Besiedlungsstadien,
haben die umgebenden Diasporenquellen sowie artspezifische Eigenschaften wie
Ausbreitungsmechanismen und Lebensformen. Erst allmählich findet im Verlauf der Sukzession eine
Auslese der Arten durch den Standort statt: die abiotischen Standortfaktoren und zunehmende
Konkurrenz tragen zunehmend zur Stabilisierung der Vegetationseinheiten bei. Diese noch
vorhandene „Zufälligkeit“ in der Vegetation wird durch die oft sehr hohen Artenzahlen und den großen
Anteil von Arten mit nur sehr geringen Stetigkeiten in den Vegetationsaufnahmen deutlich (JAKOB et
al. 2003).
Trotz dieser noch stark in Entwicklung und Ausdifferenzierung befindlichen Vegetationsdecke konnten
klare Vegetationseinheiten herausgearbeitet werden. Viele gelten für weite Bereiche der
Bergbaufolgelandschaft, manche sind lokal sehr stark begrenzt. Diese Vegetationseinheiten wurden
nach dominanten Arten oder Artengruppen benannt und in Vegetations- sowie Stetigkeitstabellen
zusammengestellt. Da jedoch in die synthetischen Stetigkeitstabellen nur die Präsenz einer Art
eingeht und somit Muster der Arten- und Aufnahmegruppen oft nur unzureichend wiedergegeben
werden, wurden außerdem die mittleren Deckungsgrade der Arten angegeben. Häufig verdeutlicht
erst die Kombination von Stetigkeit und mittlerer Artmächtigkeit die verschiedenen
Vegetationseinheiten.
Eine Ausnahme stellen die Vorwälder der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft dar. Hier konnten nur
selten kennzeichnende Artengruppen in den verschiedenen Vegetationsschichten festgestellt werden.
Für die Gliederung der Vorwälder wurde deshalb verstärkt die Vertikalstruktur der Bestände
herangezogen und verschiedene Strukturtypen ausgegliedert. Die Schichtung der Gehölze korreliert
oft auch relativ gut mit dem Alter der Bestände.
Standortkundliche Differenzierung der Untersuchungsflächen im Nord- und im Südraum
Die Auswertung der Peilstangenuntersuchungen (Methodik vgl. Kap. 2.6) in den auf den Probeflächen
der Vegetationsaufnahmen (nur Datensätze aus dem FLB-Projekt) zeigt eine deutliche Trennung des
109

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Bitterfelder/Gräfenhainicher-Reviers (Nordraum) vom Geiseltal/Profener-Revier (Südraum) (Tab. 42).
Die Tagebaue im Nordraum weisen neben niedrigeren pH-Werten und Karbonat-Gehalten vor allem
auch einen höheren Anteil sandiger Substrate auf. In vielen Bereichen wurden hier oberflächennah
tertiäre Sande verkippt bzw. sind in den Kipp-Gemengen mit höheren Anteilen vertreten. Als Ursachen
sind neben dem vorrangigen Einsatz eines Bandbetriebes auch ein im Gegensatz zum Südraum
höherer Anteil an sandigen Substraten im Vorfeld der Tagebaue zu nennen. Nur einzelne Bereiche
(z.B. die Halde 10/35) sind durch einen höheren Anteil an quartären und tertiären Tonen
gekennzeichnet. Im Südraum sind häufiger karbonathaltige Substrate (z.B. Löß, Geschiebelehm und
Geschiebemergel) oberflächennah verkippt worden. Kohlehaltige Substrate in den tieferen
Bodenschichten (50 cm) beeinflussen die Substrateigenschaften zusätzlich positiv. Aber auch im
Südraum stehen, z.B. in Teilbereichen der Tagebaue Kayna-Süd und Mücheln, oberflächennah
tertiäre Substrate an.
Tab. 42
Bodenkundliche Charakterisierung der Probeflächen für die Vegetationsaufnahmen
Tagebaubereiche
Nordraum (n = 310)
Tagebaubereiche Südraum
(n = 423)
Mittelwert (Konf. 95 %) Mittelwert (Konf. 95 %)
Signifikanzniveau
(U-Test)
Sand (M% in 10 cm) 1 62,7 1,7 50,9 1,7 p < 0.001
Sand (M% in 50 cm) 1 65,8 1,9 47,6 1,9 p < 0.001
Schluff (M% in 10 cm) 1 23,2 1,1 34,0 1,6 p < 0.001
Schluff (M% in 50 cm) 1 21,0 1,2 37,5 2,0 p < 0.001
Ton (M% in 10 cm) 1 14,3 1,3 15,1 0,8 p < 0.001
Ton (M% in 50 cm) 1 13,5 1,4 15,1 0,9 p < 0.001
Kohle (M% in 10 cm) 1 0,4 0,2 2,9 0,5 p < 0.001
Kohle (M% in 50 cm) 1 0,6 0,3 5,7 1,0 p < 0.001
Karbonat (M% in 10 cm) 1 0,8 0,2 1,8 0,3 p < 0.001
Karbonat (M% in 50 cm) 1 0,7 0,2 1,7 0,3 p < 0.001
pH-Wert 0 - 10 cm (in CaCl 2 ) 5,3 0,2 6,6 0,1 p < 0.001
1
M% = Massenprozent (Median aus Spannweiten der Massenprozente nach AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN 1994)
Analog zu den Substratunterschieden zeigt die Bodengenese in den Untersuchungsräumen folgende
Unterschiede (Tab. 43): Im Nordraum ist sowohl in der Alterklasse 0 - 30 Jahre als auch in der
Altersklasse > 30 Jahre eine deutliche Tendenz zur Entwicklung von Regosolen zu erkennen. Im
Südraum können sich auf Grund der höheren Karbonatgehalte dagegen häufiger Pararendzinen
entwickeln. Für forstlich rekultivierte Kippenstandorte in Sachsen wird für die Entwicklung von
Regosolen bzw. Pararendzinen ebenfalls eine Dauer von ca. 20 - 40 Jahren angegeben
(THOMASIUS et al. 1999). Verzögerte Bodenentwicklungen sind vor allem auf den tonigen und
sandigen Substraten mit höheren Anteilen an Tertiärsubstraten zu verzeichnen. In diese Auswertung
wurden die vom Grundwasser beeinflussten Standorte auf Grund einer zu geringen Stichprobenzahl
nicht mit einbezogen.
Tab. 43
Vergleich der Bodengenese auf den Untersuchungsflächen im Bitterfelder/Gräfenhainicher Revier
(Nordraum) und im Geiseltal/Profener Revier (Südraum) auf nicht grundwasserbeeinflussten Standorten
Flächenanteil Nordraum
in % (n = 286)
Flächenanteil Südraum
in % (n = 359)
Altersklasse 0 - 30 Jahre (n = 479)
ohne Bodenbildung 3,9 2,5
Lockersyrosem (Ai < 2 cm) 17,4 19,0
Übergangsstadium (Aih + / - 2 cm) 17,4 21,1
Regosol (Ah > 2 cm) 43,9 22,3
Pararendzina (Ah > 2 cm) 17,4 35,1
Altersklasse 31 - 60 Jahre (n = 178)
ohne Bodenbildung 7,1 7,7
Lockersyrosem (Ai < 2 cm) 25,0 12,8
Übergangsstadium (Aih + / - 2 cm) 23,2 27,4
Regosol (Ah > 2 cm) 39,2 19,7
Pararendzina (Ah > 2 cm) 5,4 32,5
110

Ergebnisse und Diskussion
Die Auswertung der bodenkundlichen Untersuchungen der Probeflächen für die
Vegetationsaufnahmen unterstützen damit die festgelegte Untergliederung in die zwei
Untersuchungsräume "Nord" und "Süd".
Allgemeine Übersicht
Die folgenden Übersichten geben die einzelnen Schritte der Differenzierung der Vegetation mit den
jeweiligen statistischen Methoden wieder.
393 Vegetationsaufnahmen aus der nördlichen Region des Mitteldeutschen
Braunkohlenreviers
hierarchische Clusteranalyse in SPSS: 7 Hauptcluster
2. Cluster:
Mischcluster
1. Cluster:
Vorwälder
3. Cluster:
Sandtrockenrasen
4. Cluster:
Land-Reitgras-
Fluren
5. Cluster:
Gras-Kraut-
Gesellschaften
6. Cluster:
Feuchtvegetation
7. Cluster:
Festuco ovinabestimmte
Trockenrasen und
Heiden
Erneut
Clusteranalyse
in SPSS
TWINSPAN-ANALYSE
1. Carex-
Dominanzbestände
2. Equisetum
palustre-
Dominanzbestände
3. Schilf-Röhrichte
4. feuchte
Staudenfluren
5. deckungsarme
Pionierfluren
6. Typha-
Bestände
7. Juncus spec.-
Bestände
keine weitere
Differenzierung
Gliederung in
Bestände mit
höherem Anteil
Ruderalarten in
Sandtrockenrasen
i.e.S.
3 Varianten
entlang eines
Feuchtgradienten
2 Vegetationseinheiten
(Dominanzbestände)
2 Vegetationseinheiten
(Feuchtegradient)
keine weitere
Differenzierung
NACHBEARBEITUNG
aufgelöst;
Aufnahmegruppen
entweder als
Vegetationseinheiten
beschrieben
(Pionierfluren,
Schilf- und
Seggen-
Bestände) oder in
andere Vegetationseinheiten
eingegliedert
Abb. 37
3 Strukturtypen:
1. strukturarme,
offene Pionierwälder
und
Gebüsche;
artenarme
Krautschicht
2. strukturierte
Vorwälder mit
artenreicher
Krautschicht
3. reich strukturierte
ältere
Vorwälder
4 Vegetationseinheiten
und
zwei Varianten:
1. artenarme
Silbergras-
Pionierfluren
2. Sandstroh-
blumen-
Silbergras-
Gesellschaft
2a) Variante von
Artemisia
campestris
2b) Variante von
Vulpia myuros
3. kryptogamenreiche
Sandtrockenrasen
4. Sandtrockenrasen
auf nährstoffreicheren
Standorten
1. trockene Land-
Reitgras-Fluren
2. frische Land-
Reitgras-Fluren
3. feuchte Land-
Reitgras-Fluren
Clusteranalysen der Vegetationsaufnahmen des Nordraumes
1. Dominanzbestände
von
Arrhenatherum
elatius
2. Dominanzbestände
von
Rubus spec.
1. feuchte
Staudenfluren
1a) feuchte
Variante
1b) nasse
Variante
2. Niedermoorinitiale
Festuca ovinabestimmte
Trockenrasen und
Heiden
111

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
599 Vegetationsaufnahmen aus der südlichen Region des Mitteldeutschen Braunkohlenreviers
hierarchische Clusteranalyse in SPSS: 7 Hauptcluster
1. Cluster:
Gras-Kraut-Fluren
und Niedermoorinitiale
2. Cluster:
Vorwälder
3. Cluster:
1. trockene Gras-
Stauden-fluren
2. Sanddorn-
Gebüsch
4. Cluster:
Schilf-Röhrichte
5. Cluster:
Land-Reitgras-
Fluren
Robinien-
Vorwälder
7. Cluster:
Glatthafer-
Bestände aus
Altbergbaugebieten
6. Cluster:
Mischcluster
TWINSPAN-ANALYSE
Erneut
Clusteranalyse
in SPSS
1. Equisetum
arvense-
Dominanzbestände
2. Juncus
inflexus-
Dominanzbestände
3. Feuchte
Staudenfluren
4. Weiden-
Gebüsche
keine weitere
Differenzierung
1. Gras-Kraut-
Fluren,
verschiedene
regionale
Ausprägungen
2. Sanddorn-
Gebüsche
dichte und lockere
Schilf-Röhrichte
keine weitere
Differenzierung
keine weitere
Differenzierung
1. Typha spec.-
Bestände
2. Juncus div.
spec.-Bestände
3. Bolboschoenus
maritimus-
Röhrichte
4. Niedermoorinitiale
5. Pionierfluren
NACHBEARBEITUNG
aufgelöst;
Vegetationseinheiten
mit
anderen feuchten/
nassen oder mit
Ruderalgesellschaften
zusammengefasst
2 Strukturtypen
1. junge
Vorwälder
2. alte Vorwälder
1. Gras-Kraut-
Fluren,
verschiedene
regionale
Ausprägungen
2. Sanddorn-
Gebüsche
dichte und
lockere Schilf-
Röhrichte
1. artenarme
Land-Reitgras-
Fluren
2. artenreichere
Land-Reitgras-
Fluren
Glatthafer-
Dominanzbestände
aufgelöst;
Vegetationseinheiten
mit
anderen
feuchten/nassen
Gesellschaften
zusammengefasst
Abb. 38
Clusteranalysen der Vegetationsaufnahmen des Südraumes
Diese 7 Hauptcluster wurden zunächst in das Ordinationsprogramm TWINSPAN überführt, um einen
Überblick über evtl. vorhandene Arten- und Aufnahmengruppen zu erhalten. Für die weitere
vegetationskundliche Bearbeitung nach der TWINSPAN-Analyse wurden die Hauptcluster z.T. wieder
aufgelöst und die in ihnen enthaltenen, bereits durch Artengruppen oder Strukturmerkmale
gekennzeichneten Vegetationstypen getrennt weiterbehandelt. So wurde das Cluster 2 im Nordraum
und Cluster 6 im Südraum vollständig wieder aufgelöst. Die hierin enthaltenen Vegetationseinheiten
oder Aufnahmegruppen waren zumeist Dominanzbestände verschiedener Arten, besonders Feuchtoder
Röhrichtarten. Diese Bestände wurden dann z.B. in die übrige Feuchtvegetation des Gebietes
eingegliedert.
Die Vorwälder waren nur selten klar durch Artengruppen in der Krautschicht gegeneinander
abgegrenzt. Auch die Gehölzartenzusammensetzung spielte bei der Gliederung der Vorwälder nur
eine untergeordnete Rolle. Eine gute Auftrennung ergab sich erst, als die vertikale Struktur der
Gehölzschichten hinzugezogen wurde. Je stärker und artenreicher diese Gehölzschichten entwickelt
waren, um so älter waren in der Regel die Vorwälder. Im Falle der Vorwälder wird daher auch nicht
von Vegetationseinheiten gesprochen, die durch ± typische Artenkombinationen gegen einander
abgegrenzt sind, sondern von Strukturtypen, da zur Gliederung der Vorwälder v.a. die vertikale
Struktur herangezogen wurde. Krautige Waldarten wandern meist sehr langsam ein, so dass sich eine
waldähnliche Struktur und Artenzusammensetzung in den Gehölzschichten oft schon eingestellt hat,
während krautige Waldarten noch fehlen oder nur sehr geringe Deckungsgrade und Individuenzahlen
erreichen.
112

Ergebnisse und Diskussion
Die Vegetation der Tagebauregion nördlich von Halle - Nordraum
Sandtrockenrasen
► Anlage 7.1 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Sandtrockenrasen
► Anlage 7.2 Vegetationsaufnahmen der Sandtrockenrasen
Sandtrockenrasen sind eine auf die nördlichen Tagebaue beschränkte Vegetationseinheit. Die
flächenmäßig größten Sandtrockenrasen finden sich im Tagebau Goitsche. Besonders hier weisen sie
eine hohe Variationsbreite abhängig vom Alter und den Standorteigenschaften auf. Die verschiedenen
Vegetationseinheiten innerhalb des Sandtrockenrasens stellen ein räumliches Nebeneinander sonst
zeitlich aufeinanderfolgender Entwicklungsstadien dar.
Weitere Vegetationsaufnahmen stammen aus den Tagebauen Muldenstein, Köckern, Gröbern,
Bergwitzsee, Golpa-Nord und Altmöhlau.
Kennzeichnend für die Sandtrockenrasen ist Corynephorus canescens als Charakterart, daneben
Helichrysum arenarium, Filago minima, Hieracium pilosella und Rumex acetosella. Daneben trifft man
auf nahezu allen Flächen mit geringen Deckungsgraden Calamagrostis epigejos, Hypericum
perforatum, Oenothera biennis und Achillea millefolium an.
Die artenarmen Silbergras-Fluren leiten einerseits die Besiedlung der lockeren, frisch entstandenen
Sandflächen ein und können andererseits bei extremen Standortfaktoren Dauerpioniergesellschaften
bilden. Der Altersgradient der durch diese Vegetationseinheit besiedelten Flächen reicht entsprechend
von 3 bis 88 Jahren. Die mittlere Deckung der Krautschicht beträgt 12 %. Dabei ist häufig zu
beobachten, dass die Vegetationsdeckung dieser Gesellschaft auf jungen, noch nicht festgelegten
Sandflächen, wie im Tagebau Gröbern oder Köckern, oft deutlich geringer ist, als auf alten Standorten
mit bereits festgelegtem Substrat.
Das Silbergras (Corynephorus canescens) ist auf vielen Flächen die einzige Art, die größere
Individuenzahlen und Deckungsgrade erreicht. Daneben tritt häufiger das sich über Ausläufer
ausbreitende Hieracium pilosella auf. Die mittlere Artenzahl liegt bei 8. Pflanzensoziologisch ist diese
Gesellschaft dem Spergulo morisonii-Corynephoretum canescentis (R.Tx. 1928) Libb. 1933
zuzuordnen (FROMM et al. 2002).
Auf besiedlungsfreundlicheren Substraten (höhere pH-Werte, bessere Nährstoffverfügbarkeit,
ausgeglichenerer Wasserhaushalt) werden diese artenarmen Silbergrasfluren bei entsprechenden
Diasporenquellen in der Umgebung oft relativ schnell durch die artenreichere Sandstrohblumen-
Silbergras-Gesellschaft (Subass. von Helichrysum arenarium des Spergulo morisonii-
Corynephoretum canescentis) abgelöst. Diese Gesellschaft kann sich bereits nach 4 Jahren
entwickeln, andererseits auf weniger günstigen Standorten (z.B. sehr trocken, sehr nährstoffarm) aber
auch auf 37 Jahre alten Flächen noch präsent sein. Zu der bestandsprägenden Art Corynephorus
canescens treten einige Arten der Koelerio-Corynephoretea wie Helichrysum arenarium, Jasione
montana, Filago minima sowie Rumex acetosella mit großer Stetigkeit. Auch Achillea millefolium und
Hypochoeris radicata als etwas anspruchsvollere Arten gewinnen an Bedeutung. Die mittlere Deckung
der Krautschicht beträgt 37,2 %, die mittlere Artenzahl ist auf 16,9 gestiegen. Diese Gesellschaft
vermittelt pflanzensoziologisch zwischen dem Corynephorion canescentis und dem Armerion
elongatae.
Als eine Variante der Sandstrohblumen-Silbergras-Gesellschaft können sehr artenreiche
Vegetationsbestände angesehen werden, die neben den oben erwähnten typischen Arten der
Koelerio-Corynephoretea weitere, vor allem ausdauernde thermophile Arten mäßig nährstoffreicher
Standorte wie Potentilla argentea, Artemisia campestris, Centaurea stoebe, Festuca ovina und Poa
angustifolia aufweisen (Variante von Artemisia campestris). Die durchschnittliche Artenzahl beträgt
hier 20,2, die mittlere Deckung 46,9 %. In diesen Beständen kommt es erstmals, auf Grund der
höheren Vegetationsdeckung, zu einer nennenswerten Streuakkumulation mit durchschnittlich 16,7 %
Deckung.
Eine weitere Variante der Sandstrohblumen-Silbergras-Gesellschaft ist durch das verstärkte
Auftreten überwiegend kurzlebiger thermophiler Ruderalarten wie Vulpia myuros, Bromus tectorum,
B. hordeaceus, Arenaria serpyllifolia, Apera spica-venti und Conyza canadensis charakterisiert
(Variante von Vulpia myuros). Die ausdauernden Arten der zuvor genannten Variante fehlen jedoch
113

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
meistens. Dieser Vegetationstyp wurde überwiegend auf jungen Flächen gefunden (durchschnittliches
Alter der Flächen 16,2 Jahre) und leitet zu den Pionierfluren auf trocken-warmen Standorten über.
Eine Ausnahme bildete eine etwa 90 Jahre alte Fläche aus dem Tagebau „Deutsche Grube“ in der
Region Bitterfeld West. Auf Grund der jährlichen Schwankungen in Deckung und Abundanz der
annuellen Arten ist diese Untereinheit der Sandstrohblumen-Silbergras-Gesellschaft jedoch nicht sehr
stabil.
Als weitere Gesellschaft innerhalb der Sandtrockenrasen werden im Folgenden die
kryptogamenreichen Sandtrockenrasen beschrieben. Dieser Vegetationstyp ist durch eine
kompakte Kryptogamenschicht mit durchschnittlich 80,7 % Deckung charakterisiert. Der dichte
Kryptogamenteppich wird v.a. durch die Moose Ceratodon purpureus und Polytrichum piliferum,
seltener Campylopus introflexus, sowie Flechten der Gattung Cladonia gebildet. Die Charakterarten
der Sandtrockenrasen wie Corynephorus canescens, Helichrysum arenarium, Hieracium pilosella und
Jasione montana sind ebenfalls noch vorhanden, weisen aber durchgehend nur geringe
Deckungsgrade und Vitalität auf. Im Vergleich zu der Sandstrohblumen-Silbergras-Gesellschaft fällt
die Artenzahl mit 11 gering aus. Pflanzensoziologisch ist eine Tendenz zu den Festuco-Sedetalia acris
zu verzeichnen.
Die folgende Gesellschaft stellt ein Übergangsstadium zwischen Ruderalfluren und Sandtrockenrasen
dar. Sie wurde auf Grund eines gemeinsamen Artenbestandes und der daraus resultierenden
floristischen Ähnlichkeit zu den Sandtrockenrasen gestellt. Die Arten der Sandtrockenrasen treten
wegen entsprechender Diasporenquellen in der näheren Umgebung hier noch oder auch auf, ihre
mittleren Deckungswerte sind aber geringer als in den zuvor genannten drei Gesellschaften. Lediglich
Hieracium pilosella verzeichnet auch höhere mittlere Deckungsgrade. Diese als Sandtrockenrasen
auf nährstoffreicheren Standorten bezeichneten Bestände wurden oft auf für Sandtrockenrasen
eher untypischen Standorten beobachtet. So ist der mittlere Tongehalt der daraufhin untersuchten
Flächen in allen analysierten Bodentiefen höher als bei den eigentlichen
Sandtrockenrasengesellschaften. Dies lässt auf eine bessere Nährstoff- und Wasserversorgung
schließen. Entsprechend finden sich hier auch in Bezug auf Feuchtigkeit und Nährstoffversorgung
etwas anspruchsvollere Arten wie Arrhenatherum elatius, Holcus lanatus, Centaurea jacea, Daucus
carota, Cirsium arvense und Gehölze wie Rubus spec., Sarothamnus scoparius, Betula pendula,
Populus tremula und Pinus sylvestris. Außerdem treten hier erstmals auch größere Gehölzanteile in
der Baum- und Strauchschicht auf. Es handelt sich hierbei um noch nicht ausdifferenzierte
Vegetationsbestände auf durchaus besiedlungsfreundlichen Substraten, auf denen sich ein Großteil
der Arten aus der Umgebung zunächst etablieren konnte. Langfristig ist aber damit zu rechnen, dass
hier höherwüchsige ruderale krautige Bestände oder Gehölzbestände die Sandtrockenrasenarten
verdrängen.
Festuca ovina-dominierte Trockenrasen
► Anlage 7.3 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Festuca ovina-dominierten Trockenrasen
► Anlage 7.4 Vegetation der Festuca ovina-dominierten Trockenrasen
Die dieser Vegetationseinheit zugeordneten Vegetationsaufnahmen wurden, bis auf 2 Ausnahmen,
auf Flächen angefertigt, die seit mehr als 20 Jahren einer ungestörten Sukzession überlassen wurden
(Tagebaue Golpa II, Golpa III, Golpa IV, Zschornewitz, Muldenstein und Grube Barbara). Die
erwähnten Ausnahmen stammen von 3 Jahre alten Flächen des Tagebaus Gröbern.
Viele der Festuca ovina-dominierten Trockenrasen sind wahrscheinlich ursprünglich aus Ansaaten
hervorgegangen. Der mittlere pH-Wert liegt bei 5,85 und ist damit etwas günstiger als in den
eigentlichen Sandtrockenrasen. Das drückt sich auch in einer höheren mittleren Artenzahl (18) und
mittleren Deckung der Krautschicht (53 %) aus.
Die charakteristische Art dieser Vegetationseinheit ist der Schaf-Schwingel (Festuca ovina), der eine
mittlere Deckung von 31,4 % erreicht. Neben dem Schaf-Schwingel treten mit Hieracium pilosella,
Helichrysum arenarium, Artemisia campestris, Rumex acetosella, Corynephorus canescens und
Danthonia decumbens weitere Arten der Sandmagerrasen und Heiden auf.
Unabhängig vom Alter der Flächen ist ein stärkeres Gehölzaufkommen als auf den beschriebenen
Sandtrockenrasen zu beobachten. Nahezu alle Flächen weisen eine Baum- oder zumindest eine
Strauchschicht auf.
114

Ergebnisse und Diskussion
Pionierfluren
► Anlage 7.5
► Anlage 7.6
Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Pionierfluren
Vegetation der Pionierfluren
Die meisten Vegetationsaufnahmen dieser Vegetationseinheit (75 %) stammen aus den Tagebauen
Golpa-Nord und Gröbern und damit von Standorten, die gerade erst aus der bergbaulichen Nutzung
entlassen wurden und zum Zeitpunkt der Vegetationsaufnahme zwischen 3 und 7 Jahren alt waren.
Nur selten wurden diese Vegetationsbestände auch auf älteren Flächen aufgenommen. Meist waren
es dann sehr trockene Flächen und/oder Substrate mit einem hohen Kohleanteil. Generell weisen alle
daraufhin untersuchten Flächen hohe Sandanteile in den oberen Bodenschichten auf, oft aber auch
umfangreichere Ton- oder Schluffbeimischungen. Kennzeichnend für diese Vegetationseinheiten sind
hohe Anteile vegetationsfreier Bereiche (durchschnittlich 66 % der Aufnahmeflächen waren
vegetationsfrei) und eine meist niedrigwüchsige Krautschicht.
Alle 45 Vegetationsaufnahmen dieser Vegetationseinheit stammen von trocken-warmen Standorten
und weisen mit durchschnittlich 22,7 % eine verhältnismäßig niedrige Vegetationsdeckung auf. Die
mittlere Artenzahl beträgt 30,5. Es sind also meist artenreiche Bestände; die einzelnen Arten
erreichen aber nur sehr geringe Deckungswerte. Gehölze traten nur vereinzelt als Keimlinge oder
Jungwuchs in der Krautschicht auf.
Wirklich charakteristische Arten gibt es für diese Gesellschaft nicht. Größere Stetigkeiten erreichen
neben dem allgegenwärtigen Land-Reitgras (Calamagrostis epigejos) auch Tussilago farfara, Cirsium
arvense, Taraxacum officinale und ausdauernde Arten der Artemisietea wie Artemisia vulgare,
Oenothera biennis, Daucus carota, Picris hieracioides, Hypericum perforatum und Solidago
canadensis. Besonders in Golpa-Nord und Gröbern kommen dazu noch kurzlebige Arten thermophiler
Ruderalfluren wie Conyza canadensis, Poa compressa, Bromus tectorum, Arenaria serpyllifolia und
Bromus hordeaceus. Diese kurzlebigen Arten treten offenbar nur auf ganz jungen Flächen in größerer
Zahl auf und werden dann im Verlauf der Sukzession, vor allem auf weniger extremen Standorten,
wieder verdrängt.
Offensichtlich stellt diese Vegetationseinheit eine kurzlebige Übergangsgesellschaft dar, die
überwiegend auf den jüngsten, mäßig nährstoffreichen und sehr offenen Flächen auftritt und bei
fehlenden extremen Standortfaktoren sehr schnell durch andere Vegetationseinheiten abgelöst wird.
Calamagrostis epigejos-dominierte Bestände
► Anlage 7.7 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Calamagrostis epigejos-dominierten
Bestände
► Anlage 7.8 Vegetation der Calamagrostis epigejos-dominierten Bestände
Obwohl Land-Reitgras (Calamagrostis epigejos) die mit Abstand häufigste Art in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ist, sind Land-Reitgras-Dominanzbestände zumindest in der
nördlichen Region des Mitteldeutschen Braunkohlenreviers nicht so häufig durch
Vegetationsaufnahmen belegt: Lediglich 6,8 % aller Vegetationsaufnahmen der nördlichen
Tagebauregion wurden dieser Vegetationseinheit zugeordnet. Land-Reitgras ist in allen terrestrischen
Vegetationseinheiten und Biotoptypen anzutreffen, es tritt aber im nördlichen Bereich des
Mitteldeutschen Braunkohlenreviers oft nur mosaikartig und selten großflächig in Dominanzbeständen
auf (JAKOB et al. 1996). Trotzdem nehmen diese Calamagrostis epigejos- dominierten Fluren auf
Grund der Dominanz einer Art, ihrer Morphologie und der häufig dicken, schwer abbaubaren und die
Ansiedlung weiterer Arten erschwerenden Streuschicht eine besondere Stellung ein. Die sich
ergebende Vegetationsstruktur ist in Bezug auf ihre Habitateignung "röhrichtähnlich". Das Land-
Reitgras ist sehr konkurrenzstark und besitzt eine weite ökologische Amplitude. Es vermag sich als
klonal wachsende Pflanze unter sehr verschiedenen Standortbedingungen anzusiedeln und zu
etablieren und ist dazu in der Lage, die dort bereits vorhandenen Arten bzw. Gesellschaften (v.a.
Annuellenfluren) ± vollständig zu verdrängen. Calamagrostis epigejos-Dominanzgesellschaften
können ein längerfristig stabiles Sukzessionsstadium darstellen (REBELE & LEHMANN 2001). Einige
Autoren stellen die Land-Reitgras-dominierten Bestände zu den Agropyretea repentis (GUTTE &
HILBIG 1975, REBELE 1986), SCHUBERT et al. (2001) als Rubo-Calamagrostietum epigeji Coste
(1974) 1975 zu den Artemisietea vulgaris.
115

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Allen Land-Reitgras-Fluren gemeinsam sind neben Calamagrostis epigejos als einziger Kennart
lediglich Hypericum perforatum, Taraxacum officinale und Achillea millefolium als hochstete
Begleitarten mit oft geringen Deckungswerten. Ein großer Teil der Bestände weist sehr viele Arten aus
benachbarten Vegetationseinheiten auf.
Die Calamagrostis epigejos-Fluren lassen sich im Nordraum ganz deutlich entlang eines
Feuchtegradienten ordnen. Unmittelbar an Sandtrockenrasen angrenzende oder mosaikartig in
Sandtrockenrasen liegende Calamagrostis epigejos-Bestände sind durch einen hohen Anteil an
Sandtrockenrasen-Arten eindeutig charakterisiert. Sie weisen innerhalb der Calamagrostis epigejosdominierten
Bestände die geringsten durchschnittlichen Krautschicht- (41 %) und Streuschicht-
Deckungen (43 %) auf. Wie FELINKS (2000) auch in der Lausitz feststellte, haben diese trockenen
Land-Reitgras-Fluren einen dreischichtigen Bestandesaufbau: eine gut entwickelte
Kryptogamenschicht, mehrjährige mittelhohe Kräuter und Gräser sowie das Land-Reitgras selbst als
Hochgras. Alle Aufnahmen, die diesen Typ repräsentieren, stammen aus der Goitsche.
Auf Standorten mit höheren Ton- und geringeren Sandgehalten sowie etwas höheren pH-Werten (Ø
pH 6,3) entwickelten sich Land-Reitgras-Fluren, die durch Arten frischer Ruderal- und
Wiesengesellschaften gekennzeichnet sind. Typische Begleitarten dieser frischen Land-Reitgras-
Fluren sind z.B. Cirsium arvense, Epilobium adnatum, Rubus spec., Solidago canadensis und
Arrhenatherum elatius. Diese Bestände sind deutlich dichter (durchschnittliche Krautschichtdeckung
60 %) und bezüglich der Bestandeshöhe homogener. Ein Teil der Vegetationsaufnahmen wurde in der
Goitsche entlang von Wegen oder in Senken im Bereich des Sandtrockenrasens angefertigt;
überwiegend stammen die Vegetationsaufnahmen jedoch aus Golpa-Nord, Muldenstein und der
Tonhalde in der Goitsche.
Eine letzte Variante der Land-Reitgras-Fluren tritt ausschließlich im Tagebau Muldenstein auf. Hier
gelangten ehemals frische, dichte Land-Reitgras-Dominanzbestände auf relativ nährstoffreichen
Standorten in den Einflussbereich des aufsteigenden Grundwassers, so dass nun ein Artenwechsel
einsetzt: Frischezeiger werden von Wechselfeuchte- und Feuchtezeigern abgelöst. Ganz typisch ist
daher für diese feuchte Variante der Land-Reitgras-Fluren das Auftreten von Juncus effusus,
Cirsium palustre, Typha angustifolia, Salix cinerea und Phragmites australis. Das Land-Reitgras zeigt
hier die höchste Vitalität. Die Bestände sind mit durchschnittlich 77 % Krautschicht-Deckung sehr dicht
und hochwüchsig. Bei weiter steigendem Grundwasser ist hier aber ein allmähliches Ausfallen von
Calamagrostis epigejos und eine weitere Zunahme der Röhrichtarten zu erwarten.
Weitere, überwiegend ausdauernde Ruderalgesellschaften
Im Folgenden werden zwei lokal begrenzte, nur auf älteren und nährstoffreicheren Flächen
auftretende Pflanzengesellschaften beschrieben. Diese Bestände nehmen nur kleine Flächen ein.
In den Randbereichen der Tagebaue Königsaue und Freiheit IV (Region Bitterfeld-West) haben sich
Arrhenatherum elatius-dominierte hochwüchsige Ruderalfluren entwickelt. Diese Bestände sind
sehr artenreich, jedoch treten viele Arten nur in geringer Deckung auf. Neben dem Glatthafer selbst
lassen sich nur wenige weitere Arten mit höheren Stetigkeiten herausarbeiten. Dazu zählen
Calamagrostis epigejos, Achillea millefolium, Poa pratensis und einige andere Frischwiesen- und
Ruderalarten.
► Anlage 7.9 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Glatthafer-
Dominanzbestände
Eine weitere ausdauernde Ruderalgesellschaft auf nährstoffreicheren Standorten sind Brombeer-
Gebüsche (Rubus spec., meist Rubus caesius und R. fruticosus). Dichtere Brombeergebüsche
konnten nur in älteren Tagebauen festgestellt werden. Lediglich Calamagrostis epigejos und Carex
hirta treten auf allen Flächen auf. Alle untersuchten Bestände weisen eine dichte Streuschicht auf, die
mittlere Krautschicht-Deckung beträgt 53 %.
► Anlage 7.10 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Brombeergebüsche
Staudenfluren feucht-nasser Standorte, Niedermoorinitiale und Röhrichte
► Anlage 7.11 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Feuchtfluren und Röhrichte
► Anlage 7.12 Vegetation der Feuchtfluren und Röhrichte
116

Ergebnisse und Diskussion
Infolge der starken Grundwasserabsenkung herrscht nach der Stillegung eines Tagebaues oft
Wassermangel. Eine Ausnahme sind temporäre Kleingewässer über stauenden Schichten oder
Anschnitte von Grundwasserleitern. An derartigen Standorten können sich bereits sofort nach
Einstellung der Abbautätigkeit feuchte Pionierfluren entwickeln, die zumeist aus gut an
Windausbreitung angepassten Röhrichtarten wie Schilf und Rohrkolben bestehen. Daneben treten
aber auch viele Arten auf, die eher untypisch für feuchte bis nasse Standorte sind. Diese konnten sich
aber auf Grund der Diasporenquellen in der unmittelbaren Umgebung und der guten Wasser- sowie
der besseren Nährstoffversorgung hier zumindest vorübergehend etablieren. Vor allem großflächige
Bestände feuchter Vegetation sind demgegenüber einerseits abhängig vom allmählichen
Wiederanstieg des Grundwassers, andererseits aber auch von der Verfügbarkeit entsprechender
Diasporenquellen. Daher stammen fast alle Vegetationsaufnahmen feuchter Staudenfluren, Röhrichte
und Niedermorrinitiale aus Tagebauen, die deutlich älter als 20 Jahre sind. Lediglich die oben
erwähnten Erstbesiedler unter den Feuchte- und Nässezeigern, wie Phragmites australis und Typha
spec., bilden bereits auf 3 bis 7 Jahre alten Flächen lockere Pionierröhrichte.
Generell zeigt die Vegetation in Abhängigkeit von der Dauer des Grundwasserwiederanstieges und
der Höhe des Grundwassers unter Flur oft alle Übergänge von trockenen Ruderalfluren über
feuchtwiesenähnliche Bestände und feuchte Staudenfluren bis hin zu Röhrichten. Entsprechend hoch
sind die Artenzahlen der verschiedenen Vegetationsaufnahmen. Dies macht deutlich, dass die
Ausdifferenzierung der Vegetation aktuell vonstatten geht.
Da viele Feuchtarten, wie Schilf, verschiedene Binsen- und Seggenarten, klonal wachsen, entstehen
außerdem oft ± kleinflächige Dominanzbestände verschiedener Arten, die lokal durch sehr
unterschiedliche Begleitarten geprägt sein können.
Pflanzensoziologisch sind die Bestände den Phragmito-Magnocaricetea und teilweise den
Scheuchzerio- Caricetea nigrae zuzuordnen.
Die größte Vielfalt ebenso wie die größten Flächen feuchter Vegetation finden sich im Tagebau
Muldenstein. 62,7 % der als Feuchtvegetation klassifizierten Aufnahmen wurden hier angefertigt. Ein
größeres zusammenhängendes Feuchtgebiet findet sich noch im ehemaligen Tagebau Golpa IV, wo
sich z.T. bereits niedermoorartige Bestände entwickelt haben. Sonst ist die Feuchtvegetation auf
Gewässerufer im Altbergbaugebiet, wie z.B. den Bergwitzsee oder auf staunasse Flächen, die auch in
jungen Tagebauen wie Golpa-Nord oder Gröbern schon auftreten können, beschränkt.
Auf vielen Flächen, besonders im Tagebau Muldenstein, die erst vor kürzerer Zeit in den Einfluss des
Grundwasser gelangt sind, haben sich sehr artenreiche feucht-nasse Staudenfluren entwickelt.
Kennzeichnend sind Arten feuchter Staudenfluren und Wiesen wie Lythrum salicaria, Eupatorium
cannabinum, Cirsium palustre, Deschampsia cespitosa, Epilobium hirsutum und Holcus lanatus.
Innerhalb dieser feuchten Staudenfluren wurden zwei Varianten charakterisiert, die einen
kontinuierlichen Übergang der Vegetation trockener Standorte zur Vegetation feuchter Standorte
darstellen. In der feuchten Variante der Staudenfluren treten noch viele Arten mäßig trockener bis
frischer Standorte wie Taraxacum officinale, Medicago lupulina, Daucus carota, Achillea millefolium
auf. Die mittlere Artenzahl ist mit 24,4 entsprechend hoch. Mit zunehmender Wasserversorgung fallen
diese Frischezeiger fast vollständig aus. Aber auch die Feuchtstauden nehmen in ihrer Stetigkeit und
mittleren Deckung deutlich ab und werden zunehmend durch Röhrichtarten wie z.B. Typha
angustifolia, Juncus articulatus, Schoenoplectus tabernaemontani und Carex pseudocyperus ersetzt.
Diese Vegetationsaufnahmen sind in der nassen Variante der Staudenfluren repräsentiert.
Innerhalb dieser als feucht-nasse Staudenfluren bezeichneten Vegetationseinheiten können auch
lokal einzelne Arten zur Dominanz gelangen, z.B. Deschampsia cespitosa oder Juncus articulatus.
Einzig im Tagebau Golpa IV entwickelten sich in versumpften Restlochbereichen moorähnliche
Vegetationseinheiten, die sich durch eine ganz eigene, nur hier auftretende Artengruppe auszeichnen.
In diesen als Niedermoorinitiale bezeichneten Feuchtfluren treten neben den Arten feuchter
Staudenfluren auch Arten der Nieder- und Zwischenmoorgesellschaften (Scheuchzerio-Caricetea
nigrae) auf: Carex oederi, C. nigra, Parnassia palustris, Epipactis palustris, Potentilla anglica und
Molinia caerula. Außer durch diese Pflanzenarten sind die Bestände auch durch dichte
Braunmoosteppiche charakterisiert. Diese Bestände gehören mit durchschnittlich 25 Arten zu den
artenreichsten Gesellschaften auf staufeucht-nassen Standorten.
Besonders in den Tagebauen Golpa IV, Bergwitzsee und Muldenstein entwickelten sich an
Uferrändern oder in den von Grundwasser beeinflussten Bereichen Dominanzbestände von
Equisetum palustre. Es handelt sich um relativ niedrigwüchsige Vegetationseinheiten, die neben der
dominanten Art Equisetum palustre kaum eine weitere Charakterart aufweisen. Die
Artenzusammensetzung hängt stark von der umgebenden Vegetation ab.
117

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Häufiger treten einige Arten der Feuchtwiesen wie Deschampsia cespitosa, Lysimachia vulgaris,
Eupatorium cannabinum oder Cirsium palustre auf. Bemerkenswert ist das Vorkommen von
Eriophorum angustifolium in Muldenstein und am Bergwitzsee.
In allen Vegetationseinheiten der feuchten Standorte findet sich ein mehr oder minder stark
ausgeprägter Gehölzaufwuchs. Meist handelt es sich um Weiden (Salix cinerea, S. caprea, S. fragilis)
oder Birken, selten auch Kiefern. Anders als im Südraum sind hier aber (noch) keine Birken-Weiden-
Brüche entstanden (vgl. Abschnitt Birken-Weiden-Brüche (Salicetum cinereae) Südraum).
Auf feuchten Flächen ganz unterschiedlichen Alters und unterschiedlicher pH-Werte entwickelten sich
Phragmites australis-Röhrichte. Schilf ist die einzige kennzeichnende Art. Auffallend ist, dass Schilf-
Röhrichte im Nordraum nur durch 6 Vegetationsaufnahmen belegt wurden. Auch nahmen diese
Bestände selten große Flächen ein. Anders verhält es sich dagegen im Südraum: hier belegen 40
Vegetationsaufnahmen aus unterschiedlichen Tagebauen und z.T. sehr großen Röhrichten diese
Vegetationseinheit.
Die Artenzahlen schwanken innerhalb der Schilf-Röhrichte sehr stark: Zwei Vegetationsaufnahmen
von 7 Jahre alten Flächen aus Golpa-Nord zeigen noch deutlichen Pioniercharakter: neben Schilf als
Dominanzart finden sich dort außerdem viele Arten mäßig trockener Ruderalstandorte. Besonders
große Deckungen erreicht Tussilago farfara. Die Deckung des Schilfes ist mit 35 % noch nicht sehr
groß. Sind die Bestände etwas älter, steigt die Deckung des Schilfes und die Artenzahlen sinken. Das
Vorkommen weiterer Röhrichtarten hängt stark von der Umgebungsvegetation, dem Wasserstand und
der Deckung der Dominanzart ab.
Als nächste Röhrichtgesellschaft sind Typha angustifolia-Röhrichte zu nennen. Die einzige
charakteristische Art ist hier Typha angustifolia, daneben hat Juncus articulatus höhere
Deckungsanteile. Auch diese Röhrichte finden sich sowohl auf sehr alten, wie auch auf relativ jungen
Flächen. Außerdem wurden lokal sehr begrenzte Dominanzbestände von Carex acutiformis, C.
acuta und Juncus effusus beschrieben. Jede dieser 3 Vegetationseinheiten ist durch 3
Vegetationsaufnahmen belegt.
Gebüsche und Vorwälder der nördlichen Tagebauregion
► Anlage 7.13 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Gebüsche und Vorwälder
► Anlage 7.14 Vegetation der Gebüsche und Vorwälder
Die Vorwälder der Braunkohlebergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands stellen durch
Diasporenanflug entstandene Gehölzbestände auf zuvor diasporenfreien Flächen dar. Diese vom
Charakter oft noch sehr lückigen Pionierwälder zeichnen sich in der Krautschicht durch einen hohen
Anteil persistierender Offenland- und Ruderalarten, sowie durch einen auch auf älteren Flächen sehr
geringen Anteil von Wald-Begleitarten aus. Die lückigen Vorwälder stellen vor allen in mittleren
Sukzessionsstadien einen sehr wichtigen Lebensraum für zahlreiche naturschutzfachlich wichtige
Pflanzenarten, wie z.B. Botrychium matricariifolium, B. lunaria, Ophioglossum vulgatum, Pyrola-Arten,
Epipactis- und weitere Orchideen-Arten dar. Ein hochsteter, aber selten dominanter Begleiter in allen
Vorwäldern der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ist Calamagrostis epigejos.
Die Gehölzschichten der Vorwälder werden durch Pionier-Baumarten gebildet. In den Vorwäldern der
nördlichen Region sind das besonders Betula pendula, Pinus sylvestris und Populus tremula, die sich
in der Dominanz abwechseln oder etwa gleiche Teile an der Gesamtdeckung einnehmen. Dabei
scheint es für die Krautschicht von untergeordneter Bedeutung zu sein, welche Baumart dominiert.
Die Krautschicht der Vorwälder korreliert eher mit der Vertikalstruktur der Vegetation.
In der nördlichen Tagebauregion konnten innerhalb der Vorwälder drei Strukturtypen mit
unterschiedlicher Gehölzschichtung und ± deutlich gegeneinander abgegrenzter Krautschicht
ausgegliedert werden.
Den ersten Strukturtyp bilden strukturarme offene Pionierwälder und lockere Gebüsche mit einer
artenarmen Krautschicht, in der sich noch viele Arten der Sandtrockenrasen wie Corynephorus
canescens, Rumex acetosella und Helichrysum arenarium erhalten haben. Die mittlere Artenzahl der
Krautschicht beträgt 16. Diese Vorwälder wachsen auf trockenen und sandigen Böden und haben mit
durchschnittlich 3,9 den geringsten pH-Wert. Das mittlere Alter der Flächen beträgt 31 Jahre. Sie
zeichnen sich durch eine geringe Vertikalstruktur und damit oft nur durch eine, meist lückige
Gehölzschicht aus. Je nach Höhe der Gehölze wurde diese einzige Gehölzschicht der Strauch-
(Gehölze bis 3 m) oder der Baumschicht (Gehölze größer als 3 m) zugeordnet.
118

Ergebnisse und Diskussion
Dieser Strukturtyp kommt einerseits auf relativ jungen Flächen vor (2 Aufnahmen aus dem Tagebau
Golpa-Nord). Hier haben die Gehölze noch nicht die Höhe der Baumschicht erreicht und die
Gehölzschicht besteht im Wesentlichen aus einer sehr gut entwickelten Strauchschicht. Oft scheinen
die strukturarmen offenen Pionierwälder auf für Waldwuchs eher ungünstigen Standorten ein
stagnierendes Stadium darzustellen: Extreme abiotische Faktoren (Trockenheit, Bodenazidität,
Nährstoffmangel) oder das Fehlen geeigneter Diasporenquellen in der Umgebung erhalten den
lückigen Vorwald- und Gebüschcharakter.
Der zweite Strukturtyp weist eine deutlich reicher strukturierte Baumschicht (Unterteilung in
Baumschicht 1 und 2) auf. Auch die mittlere Deckung der Strauchschicht ist höher und in der
Strauchschicht erscheinen bereits Arten, die nicht in den Baumschichten auftreten (z.B. Quercus
robur). Diese Vorwälder wachsen auf etwas frischeren, weniger sauren Standorten (mittlerer pH-Wert
4,3). Das mittlere Alter der Flächen liegt bei 36,2 Jahren. Die Arten der Sandtrockenrasen treten in der
Krautschicht zwar noch mit ähnlichen Stetigkeiten wie im ersten Strukturtyp auf, ihre mittleren
Deckungswerte sind aber deutlich gesunken. Die Krautschicht wird jetzt überwiegend durch Arten der
Wiesen und Halbtrockenrasen sowie mäßig frischer, mäßig nährstoffreicher Ruderalfluren wie z.B.
Leucanthemum vulgare, Lotus corniculatus, Picris hieracioides, Daucus carota, Carlina vulgaris oder
Inula conyza gebildet. Dieser Strukturtyp wurde daher strukturierte Vorwälder mit artenreicher
Krautschicht genannt (mittlere Artenzahl der Krautschicht 27,5).
Die ersten beiden Strukturtypen vermitteln zu dem von KLEINKNECHT (2001a, b) beschriebenen
Hieracio piloselloidis-Betuletum pendulae.
Der dritte Strukturtyp wurde überwiegend auf den ältesten Flächen festgestellt (mittleres Alter der
Flächen 43,7 Jahre). Es handelt sich um reich strukturierte Vorwälder mit gut ausgebildeten
Gehölzschichten und artenreicher Krautschicht. Sie wachsen auf frischen Standorten mit einer
verbesserten Nährstoffversorgung. Der mittlere pH-Wert liegt bei 5,7. Die Gesamtdeckung der
Gehölzschichten liegt bei 53,1 % (in den vorhergehenden Strukturtypen 28 % bzw. 42 %).
Der dritte Strukturtyp ist durch folgende Merkmale gekennzeichnet: Mit durchschnittlich 3,4 Arten
weisen diese Vorwälder die artenreichste Strauchschicht auf. Dort haben sich auch
spätersukzessionale Gehölzarten wie Tilia cordata, Quercus robur und Q. petraea eingefunden. In der
Krautschicht sind die Arten der Sandtrockenrasen, also lichtliebende Arten, vollständig ausgefallen.
Die Arten der Frischwiesen und mäßig trockener Ruderalfluren, die die Krautschicht des
vorhergehenden Strukturtypes bestimmt haben, werden durch Arten feuchterer und nährstoffreicherer
Standorte, wie z.B. Lysimachia vulgaris, Cirsium vulgare, C. arvense, Holcus lanatus, Equisetum
arvense und Phragmites australis, abgelöst. Erstmalig treten auch krautige Waldarten wie
Brachypodium sylvaticum, Orthilia secunda und Viola reich./riv. in nennenswerten Stetigkeiten und
Deckungen auf. Dieser Strukturtyp wurde reich strukturierte ältere Vorwälder genannt.
Die Vegetation der Tagebauregion südlich von Halle
Pionierfluren
► Anlage 7.15
► Anlage 7.16
Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Pionierfluren
Vegetation der Pionierfluren
Analog zu den Pionierfluren im Nordraum gibt es ähnlich lückige, offene Bestände auch im Südraum.
Auch hier sind nicht so sehr die gemeinsamen Arten verbindend, sondern vorrangig
Strukturmerkmale: ein hoher vegetationsfreier Flächenanteil (Ø 62 %), eine niedrige Krautschicht und
fast völlige Gehölzfreiheit. Die Bestände sind mit durchschnittlich 18 Arten relativ artenreich: auf jeder
Fläche treten viele Arten mit geringen Deckungsgraden auf.
Die meisten Vegetationsaufnahmen wurden auf jungen Flächen angefertigt. Das mittlere Alter der
Pionierfluren liegt bei 10 Jahren. Aber ebenso wie im Nordraum sind diese Pionierfluren nicht auf
junge Standorte beschränkt, sondern können bei extremen Standortbedingungen (meist Trockenheit
oder Mangel an pflanzenverfügbaren Nährstoffen) lange erhalten bleiben.
Kennzeichnende Arten lassen sich kaum benennen. Mit größeren Stetigkeiten tritt in allen
Vegetationsaufnahmen nur Calamagrostis epigejos auf, daneben wären noch Arten kurzlebiger
119

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
thermophiler Ruderalfluren wie Conyza canadensis, Bromus tectorum, Arenaria serpyllifolia und
Erigeron acris zu nennen.
Zwei deutlich durch jeweils charakteristische Arten gekennzeichnete Varianten der Pionierfluren traten
auf den salzbeeinflussten Flächen der Tagebaue Merseburg/Ost und Amsdorf sowie auf den frisch
geschobenenen Kies- und Sandflächen des Tagebaus Merseburg/Ost auf. Für die salzigen Standorte
sind mit Aster tripolium, Puccinellia distans, Spergularia maritima, S. rubra, Hordeum jubatum und
Chenopodium rubrum salztolerante Arten typisch. Die frischen Sand- und Kiesflächen im Tagebau
Merseburg-Ost sind durch Rumex acetosella, Vulpia myuros, Trifolium campestre und Petrorhagia
prolifera gekennzeichnet.
Ausdauernde Gras- und Staudenfluren
► Anlage 7.17 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der ausdauernden Gras- und Staudenfluren
► Anlage 7.18 Vegetation der ausdauernden Gras- und Staudenfluren
Ausdauernde, meist höherwüchsige Gras- und Staudenfluren sind im Südraum die häufigste
Vegetationseinheit und sehr weit verbreitet. Insgesamt 172 Vegetationsaufnahmen belegen diese in
Bezug auf die Artenzusammensetzung relativ homogene Vegetationseinheit.
Sie besiedeln eine sehr weite Standortamplitude. Der mittlere pH-Wert der besiedelten Flächen lag bei
6,5 mit einer Amplitude von 2,8 bis 7,95. Der Feuchtigkeitsgehalt der Böden schwankte zwischen
trocken und frisch bis wechselfeucht. Und auch bezüglich der Korngröße und der Feinerdeanteile
konnte keine Korrelation zwischen den Arten und den Standortfaktoren aufgestellt werden.
Die ausdauernden Gras- und Staudenfluren zeichnen sich durch weitgehende Gehölzfreiheit aus. Nur
vereinzelt traten Gehölze auf, meist Birken, Zitter-Pappeln, Hybrid-Pappeln oder Robinien.
Gras- und Staudenfluren finden sich bereits auf ganz jungen Flächen, aber auch auf einer 72 Jahre
alten Fläche. Das mittlere Alter der Flächen liegt bei 21 Jahren, somit können Gras- und
Staudenfluren in allen Altersstadien der Sukzession vorkommen. Dabei ist weder die Dichte der
Vegetationsdeckung noch die Artenzahl altersabhängig. Die mittlere Krautschichtdeckung liegt bei
37,8 % mit einer Amplitude von 7 % bis 98 %, wobei der größte Teil der Vegetationsaufnahmen eine
Krautschichtdeckung von weniger als 50 % hat. Allerdings zeigen die Gras- und Staudenfluren
unabhängig von der Dichte der Vegetation eine ähnliche Artenzusammensetzung, so dass eine
strukturelle Auftrennung der Vegetationsaufnahmen (dichte und lockere Krautschicht) wenig sinnvoll
erschien. Die mittlere Artenzahl beträgt 19 (Minimum 5 Arten, Maximum 36 Arten). Etliche Arten treten
dabei nur mit sehr geringen Deckungswerten auf.
Generell kommen nur wenige Arten auf allen Flächen vor. Die höchste Stetigkeitsklasse erreichen
lediglich Calamagrostis epigejos und Picris hieracioides. Ebenfalls hohe Stetigkeiten haben Poa
compressa, Achillea millefolium, Daucus carota, Plantago lanceolata, Solidago canadensis und
Taraxacum officinale, so dass sich eine Tendenz zum Dauco-Melilotion ergibt.
Eine weitere Differenzierung dieser Vegetationseinheit ergab lediglich eine Trennung nach dem
Herkunftsgebiet der Vegetationsaufnahmen. Die ausdauernden Gras- und Staudenfluren des
Geiseltales zeichnen sich durch eine Gruppe von Arten aus, die hier entweder ihren
Vorkommensschwerpunkt oder zumindest höhere Stetigkeitswerte aufweisen. Dazu gehören unter
anderem Gypsophila perfoliata, G. scorzonerifolia, Diplotaxis tenuifolia, Agrostis gigantea, Reseda
lutea, Inula conyza und Carlina vulgaris. Die Gras- und Staudenfluren des Geiseltales stehen somit
dem Gypsophilo-perfoliatae-Diplotaxietum tenuifoliae Klotz 1981 nahe.
Daneben weist jede Tagebauregion eine sehr individuelle Artenkombination auf. So finden sich
ausschließlich in den Tagebauen des Geiseltals Arten wie Linum austriacum, Thymelaea passerina,
Erucastrum nasturtiifolium und Euphorbia exigua. Arten salzbeeinflusster Standorte wie Aster tripolium
oder Hordeum jubatum treten ausschließlich in Merseburg/Ost und Bruckdorf, Tetragonolobus
maritimus nur in Amsdorf auf.
Die relativ große floristische Ähnlichkeit der Tagebaue im Geiseltal (Kayna-Süd, Großkayna, Roßbach
und Mücheln) ist eventuell darauf zurückzuführen, dass der Braunkohlenabbau in der Geiseltalregion
sehr spät eingestellt wurde. Viele Tagebaue standen hier z.B. infolge von Massentransporten noch
lange miteinander in Verbindung. Auch liegen die einzelnen Tagebaue nicht sehr weit voneinander
entfernt.
Eine andere Situation ist für die Tagebaue der Regionen Amsdorf, Merseburg/Ost oder Halle/Ost zu
verzeichnen. Hier liegt die Einstellung des Abbauaktivitäten ebenfalls noch nicht sehr lange zurück
120

Ergebnisse und Diskussion
(Merseburg/Ost) bzw. es wird noch Braunkohle abgebaut (Amsdorf). Lediglich Halle/Ost zählt zu den
Altbergbaugebieten. Aber alle 3 Regionen liegen sehr isoliert von anderen Abbauflächen und
bestehen nur aus einzelnen oder wenigen kleinen Restlöchern, die größtenteils seit langer Zeit nicht
mehr miteinander in Verbindung stehen.
In den Regionen Meuselwitz und Zeitz/Weißenfels/Höhenmölsen ist der Abbaubetrieb im Durchschnitt
seit über 40 Jahren eingestellt. Die hinterbliebenen Restlöcher entwickeln sich seitdem isoliert
voneinander.
Weitere, überwiegend ausdauernde Ruderalgesellschaften
► Anlage 7.19 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Glatthafer-
Dominanzbestände
Auf frischen, nährstoffreicheren Standorten älterer Tagebaue sind Poa pratensis- und
Arrhenatherum elatius-dominierte, hochwüchsige und dichte Ruderalfluren entstanden. Diese
Bestände gleichen auf den ersten Blick Glatthaferwiesen, werden aber nicht wie diese genutzt. Die
mittlere Vegetationsdeckung beträgt 83 %, auch die Streudeckung ist mit durchschnittlich 65 % hoch.
Neben den beiden Gräsern kommen hier viele ausdauernde und zweijährige Ruderal- und
Wiesenarten wie Solidago canadensis, Picris hieracioides, Daucus carota, Artemisia vulgaris,
Pastinaca sativa, Achillea millefolium und Galium mollugo vor. Gehölze treten dagegen nur vereinzelt
in der Strauchschicht auf.
Auf älteren, nährstoffreicheren und meist etwas verdichteten Standorten entwickeln sich Equisetum
arvense-Dominanzbestände.
► Anlage 7.20 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Equisetum arvense-
Dominanzbestände
Sanddorn-Gebüsche
► Anlage 7.21 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Sanddorn-Gebüsche
In den Tagebauen Kayna/Süd und Mücheln Innenkippe wurden mit insgesamt 3
Vegetationsaufnahmen spontan entstandene Sanddorn-Gebüsche erfasst.
Kennzeichnend ist hier eine sehr dichte Strauchschicht (im Durchschnitt 80 %), die nahezu
ausschließlich aus Hippophaë rhamnoides besteht. In der Krautschicht ist Calamagrostis epigejos als
hochwüchsiges Gras mit höheren Deckungswerten vertreten.
Calamagrostis epigejos-dominierte Bestände
► Anlage 7.22 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Land-Reitgras-Fluren
► Anlage 7.23 Vegetation der Land-Reitgras-Fluren
Hochwüchsige Calamagrostis epigejos- dominierte Bestände sind in der südlichen Tagebauregion
vergleichsweise häufig und nehmen große zusammenhängende Flächen ein. Die auf den ersten Blick
sehr einheitlich wirkenden Fluren sind in Bezug auf die floristische und strukturelle Diversität deutlich
zu unterscheiden: Neben artenarmen, fast reinen Land-Reitgras-Fluren finden sich auch sehr
artenreiche Bestände. Die Mono-Dominanzbestände haben eine mittlere Krautschicht-Deckung von
69 %, meist ist die Krautschicht einschichtig, die mittlere Artenzahl beträgt 7,4. Gehölzschichten sind
nicht entwickelt.
In den artenreichen Land-Reitgras-Fluren liegt die mittlere Krautdeckung bei 44 %, die mittlere
Artenzahl bei 29. Diese Bestände weisen eine mehrschichtige Krautschicht auf. Außerdem treten hier
häufiger Gehölze in allen Vegetationsschichten auf.
Neben dem Land-Reitgras selbst treten in den artenreicheren Fluren mit höchsten und hohen
Stetigkeiten noch Rubus spec., Picris hieracioides, Inula conyza, Daucus carota, Hypericum
perforatum, Achillea millefolium und Solidago canadensis auf, so dass sich starke Ähnlichkeiten zum
Rubo-Calamagrostietum Coste (1974) 1975 ergeben. Allerdings haben alle anderen Arten deutlich
geringere Deckungswerte als Calamagrostis epigejos selbst. Außerdem ist die konkrete
Artenkombination der Vegetationsaufnahmen von der umgebenden Vegetation geprägt.
121

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Staudenfluren feucht-nasser Standorte, Niedermoorinitiale und Röhrichte
► Anlage 7.27 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der feuchten Staudenfluren
► Anlage 7.28 Vegetation der feuchten Staudenfluren
Auch im Südraum entwickelten sich auf älteren (> 20 Jahre), feuchten Standorten feuchte
Staudenfluren, die z.T. sehr artenreich sind. Die mittlere Artenzahl dieser Flächen liegt bei 24.
Typisch für diese Vegetationseinheit ist das hochstete Auftreten von Juncus articulatus, J. inflexus,
Eupatorium cannabinum und Cirsium palustre. Alle diese Arten weisen nur geringe mittlere
Deckungsgrade auf und grenzen sich deshalb klar gegen Dominanzbestände, z.B. der Juncus-Arten,
ab (vgl. unten). Außerdem weisen viele Vegetationsaufnahmen eine gut entwickelte Baum- und
Strauchschicht aus Birken und verschiedenen Weiden-Arten, besonders Salix cinerea, auf. Dies
deutet zusammen mit dem reichlichen Gehölzjungwuchs in der Krautschicht auf eine spätere
Entwicklung von Birken-Grauweiden-Brüchen hin.
Neben diesen Arten der feuchten Standorte treten, speziell im Geiseltal, noch etliche Arten frischer
Ruderalfluren und Wiesen auf, z.B. Agrostis stolonifera, Taraxacum officinale, Tussilago farfara,
Eqisetum arvense und Calamagrostis epigejos.
Innerhalb dieser feuchten Staudenfluren stellen die Vegetationsaufnahmen aus dem Tagebau
Zechau eine Besonderheit dar. Sie sind mit durchschnittlich 14 Arten deutlich artenärmer und haben
mit Eriophorum angustifolium und Equisetum variegatum zwei ausschließlich dort vorkommende
Arten.
An die feuchten Staudenfluren wurden Equisetum palustre-Dominanzbestände angegliedert. Diese
sind aber, anders als im Nordraum, eher selten und wurden nur durch drei Vegetationsaufnahmen
belegt. Die Bestände des Südraumes sind mit durchschnittlich 6 Arten auch deutlich artenärmer als
die des Nordens.
Wie auch im Nordraum wurden lokal sehr stark begrenzt verschiedene Seggen-Dominanzbestände
festgestellt. Alle diese Beständen treten in älteren Tagbauen (> 20 Jahre) auf (z.B. Carex vulpina-
Dominanzbestände in den Tagebauen Deuben, Phönix/Nord und Lochau, ein Carex disticha-Bestand
im Tagebau Lochau).
Dominanzbestände verschiedener Juncus-Arten sind im Südraum relativ weit verbreitet. Dabei
treten Juncus articulatus, J. bufonius und J. effusus größtenteils gemeinsam auf, wobei J. articulatus
die mit Abstand häufigste Art ist. Diese Dominanzbestände sind meist relativ artenreich (im
Durchschnitt 16 Arten). Neben den genannten Juncus-Arten treten mit Lycopus europaeus,
Phragmites australis und Schoenoplectus tabernaemontani einige Röhrichtarten regelmäßiger auf.
Auch Verdichtungszeiger oder Arten feuchter, nährstoffreicherer Standorte wie Equisetum arvense,
Tussilago farfara und Agrostis stolonifera sind nicht selten.
► Anlage 7.29 Vegetation der Seggen-Dominanzbestände
► Anlage 7.30 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Juncus div. spec.-Dominanzbestände
Etwas anders stellen sich die Dominanzbestände von Juncus inflexus dar. Während die zuvor
genannten Juncus-Fluren bereits auf Flächen auftreten, die älter als 20 Jahre sind, kommen Juncus
inflexus-Dominanzbestände erst auf durchschnittlich 53 Jahre alten Flächen vor. Auch die mittlere
Artenzahl ist mit 13 etwas geringer, dafür die Deckung der Krautschicht mit durchschnittlich 80%
deutlich höher. Neben Juncus inflexus erreichen auch Cirsium arvense, Eupatorium cannabinum und
Calamagrostis epigejos hohe bis höchste Deckungsgrade und Stetigkeiten.
► Anlage 7.24 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Schilf-Röhrichte
Während es im Nordraum relativ wenige und keine ausgedehnten Schilf-Röhrichte gibt, sind diese im
Südraum deutlich weiter verbreitet. Kennzeichnende Art ist einzig Phragmites australis. Daneben
treten nur auf einigen Flächen in Kayna-Süd und Mücheln-Innenkippe Juncus articulatus, J. inflexus,
Cirsium palustre und Epipactis palustris als weitere Feuchtezeiger auf. Die übrige Artenausstattung ist
abhängig vom Alter der Fläche, von der Höhe des Grundwasserstandes und der Dauer des
Grundwassereinflusses.
Je nach Dauer der Wassereinflusses können Schilfröhrichte noch viele Trockenheits- und
Frischezeiger enthalten. Erst auf älteren Flächen, die längere Zeit hohen Wasserständen ausgesetzt
waren, fallen die trockenheits- und frischezeigenden Arten endgültig aus.
122

Ergebnisse und Diskussion
Daneben gibt es aber auch Pionierröhrichte auf jungen Flächen, die entweder ausschließlich durch ±
lockere Schilfbestände besiedelt sind oder eine größere Zahl von Arten der Umgebung enthalten, die
bei steigendem Wasserstand wahrscheinlich ausfallen.
Generell weisen alle Schilf-Röhrichte im Südraum unabhängig vom Alter noch einen gewissen
Pioniercharakter auf. Weiterte typische Röhrichtarten oder Arten feuchter Staudenfluren fehlen meist
noch. Auch die Deckung von Phragmites australis selbst liegt im Durchschnitt nur bei 32 %. Nur auf
Flächen, die älter als 20 Jahre sind, erreicht Phragmites australis bereits Deckungswerte über 50 %.
► Anlage 7.25 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Bolboschoenus maritimus-Röhrichte und
Typha spec.-Röhrichte
► Anlage 7.26 Vegetation der Bolboschoenus maritimus-Röhrichte und Typha spec.-Röhrichte
Ein Röhrichttyp, der nur in der südlichen Tagebauregion auftritt, und auch dort fast ausschließlich im
Tagebau Amsdorf, sind Bolboschoenus maritimus-Röhrichte. Besonders in Amsdorf stehen diese
Röhrichte z.T. auf salzbeeinflussten Böden. Neben Bolboschoenus maritimus tritt aber außer Aster
tripolium kaum eine weitere salztolerante Art auf. Es handelt sich meist um Mono-Dominanzbestände
der Strandsimse, daneben kommen noch einige weitere Röhrichtarten wie Schoenoplectus
tabernaemontani oder Typha latifolia vor.
Rohrkolben-Röhrichte sind auch im Südraum eher selten und wurden nur mit 4
Vegetationsaufnahmen belegt. Zwar sind die beiden Rohrkolbenarten Typha latifolia und T.
angustifolia vielen Feuchtfluren und Röhrichten beigemischt, treten aber nur selten großflächig
dominant auf.
Birken-Weiden-Brüche (Salicetum cinereae)
► Anlage 7.32 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Birken-Weiden-Brüche
Birken-Weiden-Brüche treten nur in älteren Tagebauen auf. Im Gegensatz zu allen anderen
Vegetationseinheiten auf feuchten Standorten sind die Gehölzschichten hier deutlich ausgeprägt.
Kennzeichnend ist eine gut entwickelte Strauchschicht aus Betula pendula und Salix cinerea, daneben
auch Salix caprea und Populus x canadensis. Diese Grauweiden-Birken-Brüche, die durchaus dem
Salicetum cinereae Zolyomi 1931 zuzuordnen sind, schließen räumlich oft an andere Feuchtbestände
wie Röhrichte oder feuchte Staudenfluren an. Daher treten mit höheren Stetigkeiten Arten wie
Phragmites australis, Eupatorium cannabinum, Cirsium palustre und Equisetum arvense in der
Krautschicht auf. Generell weisen die Birken-Weiden-Brüche mit durchschnittlich 22 Arten eine sehr
artenreiche Krautschicht auf.
Vorwälder und Gebüsche der südlichen Tagebauregion
► Anlage 7.33 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Vorwälder
► Anlage 7.34 Vegetation der Vorwälder
In der Baumschicht der spontanen Vorwälder der südlichen Region spielt neben Betula pendula auch
Populus x canadensis eine größere Rolle, während Pinus sylvestris nur noch selten auftritt. Das
Artenspektrum spätersukzessionaler Gehölze in der Strauch- und Krautschicht ist größer als in der
nördlichen Tagebauregion. In Bezug auf die Artenzusammensetzung und auch auf die Struktur sind
die Vorwälder im Süden jedoch deutlich homogener.
In der südlichen Tagebauregion konnten 2 Vorwaldtypen herausgearbeitete werden. Es war hier
lediglich die Unterscheidung zwischen jungen und alten Vorwäldern möglich.
Die jungen Vorwälder wurden auf durchschnittlich 37 Jahre alten Flächen festgestellt. Die
Baumschicht wird von Betula pendula, Populus tremula und/oder Populus x canadensis geprägt. Auch
hier hat die dominante Baumart keinen Einfluß auf die Ausbildung der Krautschicht. Die Deckung der
einzelnen Gehölzschichten ist gering, die Baumschicht 1 erreicht eine mittlere Deckung von 26 %. Es
sind lichte Vorwälder mit einer sehr artenreichen Krautschicht. Hochstete Begleitarten aller Vorwälder
des Südraumes sind Taraxacum officinale, Calamagrostis epigejos, Solidago canadensis, Hypericum
perforatum, Achillea millefolium, Poa compressa und Epipactis atrorubens. Daneben finden sich in
diesen jungen Vorwäldern viele Licht- und Wärme-zeigenden Arten. Die Vegetation in den jungen
Vorwäldern entspricht der zentralen Variante des von KLEINKNECHT (2001a, b) beschriebenen
Hieracio piloselloidis-Betuletum pendulae.
123

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Alte Vorwälder wurden nahezu ausschließlich im Tagebau Witznitz gefunden. Sie stehen auf
durchschnittlich 80 Jahre alten Flächen. Die Deckung aller Gehölzschichten hat sich deutlich erhöht:
die Baumschicht 1 erreicht im Mittel 41 %. In der Strauchschicht und Krautschicht finden sich viele
Gehölzarten mit höheren Deckungen und z.T. hohen Stetigkeiten. Krautige Waldarten sind dagegen
selten.
Im Südraum deutlich häufiger als im Norden sind Robinien-Vorwälder und -Gebüsche, die relativ
kleinflächig in Kayna-Süd und Mücheln-Innenkippe entstanden sind. Da die Robinie eine klonal
wachsende Art ist, können auch verhältnismäßig junge Flächen schnell durch benachbarte Bestände
besiedelt werden. Allerdings ist auf den jüngeren Flächen die Höhe der Gehölze geringer.
► Anlage 7.35 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Robinienvorwälder
Der Kronenschluss der Robinien in der Baumschicht liegt zwischen 35 % und 65 %. Neben der
Robinie finden sich kaum andere Gehölzarten, da vor allem die Pioniergehölze wie Birke, Zitterpappel
und Weide Lichtkeimer sind und deshalb hier nur geringe Etablierungschancen haben. Allerdings ist
die Krautschicht (noch) sehr artenreich. Mit größerer Stetigkeit und Deckung kommen Calamagrostis
epigejos und Rubus spec. vor. Die meisten anderen Arten haben nur geringe Deckungswerte oder
wurden nur als Einzelindividuen beobachtet.
Die Robinie ist eine Gehölzart mit starken standortprägenden Eigenschaften. In ihrem Einflussbereich
stellt sich eine charakteristische, meist aus nitrophilen Arten der Ruderal-, Schlag- und
Auwaldgesellschaften bestehende Vegetation ein. Arten wie Urtica dioica, Aegopodium podagraria,
Chaerophyllum temulum, Ballota nigra oder Sambucus nigra sind auch schon in diesen relativ kleinen
und mitten in den Restlöchern sehr isoliert liegenden Robinien-Vorwäldchen zu beobachten.
4.1.2.3 Terrestrische Klassifikation der Verbuschungstypen
(Sandra Mann)
Verbuschungstendenzen in der Bergbaufolgelandschaft
Vegetationsstrukturen, wie die generellen Anteile an Offenland- und Gehölzflächen, sind oft
unabhängig von ihrer speziellen Artenzusammensetzung von entscheidender Bedeutung für den
Habitatwert in Bezug auf die einzelnen Tierartengruppen (vgl. Kap. 4.1.3.4). Auch für die großflächige
Analyse und Bewertung von Entwicklungstendenzen naturschutzfachlich wertvoller
Offenlandgesellschaften (z.B. Magerrasen) ist eine Dokumentation der generellen
Verbuschungstendenzen eine wesentliche Grundlage. Ziel dieser Auswertungen war es deshalb, nach
einer terrestrischen Klassifikation der Verbuschungsstrukturen bis hin zur Vorwaldentwicklung, die
Möglichkeiten von Methoden der Fernerkundung zur großmaßstäblichen Überwachung der
Entwicklungstendenzen zu nutzen. Des Weiteren sollten mittels Integration der Fernerkundung durch
das Verschneiden von Bodenkarten mit den detektierten Gehölzbeständen unterschiedlicher
Zeitschnitte Beziehungen zwischen den Standortparametern und der räumlichen und zeitlichen
Gehölzentwicklung in einem großflächigen Ansatz aufgezeigt werden. Die Ergebnisse dieser Analysen
sind Grundlage für die Prognosen der Vegetations- und Biotopentwicklung sowie der Entwicklung
spezieller faunistischer Artengruppen. Einzige Aspekte der Gehölzentwicklung auf
Sandtrockenrasenstandorten werden in Kap. 5.1.2 behandelt.
Die Klassifikation der terrestrisch kartierten Gehölzentwicklung greift auf die Vegetationsaufnahmen
(zur Methodik siehe Kap. 2.8) zurück, wobei ausschließlich die einzelnen Gehölzschichten aus den
Vegetationsaufnahmen betrachtet wurden. Hierzu zählen die Baumschicht 1 (B I), Baumschicht 2
(B II), die Strauchschicht (ST = 0,5 – 3 m) sowie der Gehölzjungwuchs (GJ = < 0,5 m). Mittels einer
Hauptkomponentenanalyse (PCA) des Programmpaketes CANOCO for WINDOWS wurden 12
Strukturtypen ermittelt (siehe Abb. 39).
124

Ergebnisse und Diskussion
-1.5 +2.5
verbuscht/ strukturarm:
hohe ST (20-40%)
GJ < 10%
leicht verbuscht:
ST50%)
geringe BS1
lichte BS2
lichte ST
Lichte Vorwälder
BS150%)
rel. hohe ST (40-50%)
strukturreich:
BS1 5 bis ≤
15
> 15 bis
≤ 50
0 0 > 50
125

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Verbuschungsbzw.
Vorwaldtyp A
Verbuschungsbzw.
Vorwaldtyp B
A 4 B 4
A 5 B 4
A 6 B 5
A 7 B 5
A 8 B 5
A 9 B 5
A 10 B 6
A 11 B 6
A 12 B 6
Charakterisierung B1 in % B2 in % S in %
strukturarm, sehr lichte Baumschicht, sehr
geringe Strauchschichtdeckung
sehr geringe Deckungen der zwei
Baumschichten und der Strauchschicht
lichte Baumschicht (B1) und lichte
Strauchschicht
strukturarm, in der Regel nur eine
niedrigwüchsige Baumschicht B2, keine bis
sehr geringe Strauchschichtdeckung
sehr geringe Baumschichtdeckung B1, höhere
Baumschichtdeckung B2, sehr lichte
Strauchschicht
strukturarm, eine lichte Baumschicht (B1) und
sehr geringe Strauchschichtdeckung
lichte Baumschicht B1 und B2, keine bis
geringe Strauchschichtdeckung
strukturarme Flächen mit hohem
Deckungsgrad Baumschicht B1; keine oder
geringe Strauchschicht
hoher Deckungsrad Baumschicht B1 und hohe
Strauchschichtdeckung
> 5 ≤ 15 0 > 0 ≤ 15
>0 ≤ 15 > 0 ≤ 15 > 0 ≤ 15
> 15
≤ 35
0
> 5 ≤ 15
> 35
≤ 50
> 35
≤ 50
0 > 0 ≤ 35
> 30 ≤
70
> 15 ≤
50
> 0 ≤ 15
> 5 ≤ 15
0 > 5 ≤ 15
> 15
≤ 50
> 0 ≤ 15
> 50 0 > 0 ≤ 15
> 50 0 > 40
In Anlage 18 sind die einzelnen Beispielflächen für die Gruppenbildung aufgeführt. Für die Eichung mit
den Fernerkundungsdaten werden Flächen mit Mindestgrößen von 10 m x 10 m empfohlen.
4.1.2.4 Klassifikation mit Methoden der Fernerkundung
(Jens Birger & Cornelia Gläßer)
Die flächenhafte Klassifikation von Vegetationsstrukturen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
ausgehend von punkthaften und kleinflächigen Erhebungen der vegetationskundlichen
Feldkartierungen war ein wichtiges Ziel im Rahmen der Projektbearbeitung.
Basierend auf den Trainingsarealen konnten im Rahmen der Klassifizierungen flächendeckend
Vegetationsstrukturen detektiert werden. In Abhängigkeit von der Klassifikationsmethode, dem
betriebenen Arbeitsaufwand und den eingesetzten Sensoren können dabei verschiedene Ebenen der
Vegetationsstrukturen erfasst werden. In einem Abstimmungsprozess wurden diese im Rahmen der
Bildbearbeitung ermittelten Klassen den vegetationskundlichen Kategorien zugeordnet.
Wie bereits in Kapitel 2.10 verdeutlicht wurde, lassen sich Ergebnisse beim Einsatz von geometrisch
und spektral hochauflösenden Flugzeugscannerdaten bis auf die Ebene von Vegetationseinheiten
erzielen. Die Klassifikation von Biotoptypen ist insbesondere mit hochauflösenden Satellitendaten
(IKONOS) oder geometrisch hochauflösenden Flugzeugscannerdaten wie zum Beispiel HRSC-AX
möglich. Bestehende Auswertealgorithmen können noch nicht optimal auf die hochauflösenden Daten
angewendet werden. Mittels visueller Auswertung durch Onscreen-Digitalisierung sind momentan die
genauesten Ergebnisse zu erzielen, wobei jedoch ein erheblicher Zeitaufwand kalkuliert werden muss.
Eine automatische Auswertung mittels objektbasierter Klassifikation setzt entsprechende
Klassenaggregierungen voraus, kann jedoch zur Reduzierung des Zeitaufwandes führen. Mit Hilfe von
Satellitendatensätzen kann ein Basislevel klassifiziert werden, der Biotoptypengruppen bzw. zum Teil
Biotoptypen erfasst. Für den Tagebaukomplex wurde dabei beispielhaft ein hierarchisch strukturiertes
Klassifikationsschema für die Vegetationsstrukturen aufgestellt (BIRGER 2002). Dieses in
verschiedene Level untergliederte System zeigt deutlich das Potenzial der Fernerkundungsdaten, das
ausgehend von den kleinflächigen Trainingsflächen die Strukturen bis auf die Ebene der
Vegetationseinheiten berücksichtigt. Das Klassifikationsschema wurde offen gestaltet. Entsprechende
Erweiterungen insbesondere für die weiteren Tagebaue und nähere Ausführungen für das
Gesamtsystem finden sich im Endbericht des assoziierten Forschungsprojektes „Langfristige und
großräumige Analyse und Prognose der mitteldeutschen Bergbaufolgelandschaften mittels
hochauflösender Fernerkundungsdaten“.
126

Ergebnisse und Diskussion
4.1.3 Analyse der Differenzierungs- und Entwicklungsprozesse in der Bergbaufolgelandschaft
4.1.3.1 Geomorphologischer Landschaftswandel
(Wolfgang Besch-Frotscher)
Geomorphologische Formen und Prozesse bestimmen maßgeblich das Erscheinungsbild der
Bergbaufolgelandschaft. Als neue, anthropogen entstandene und die Räume prägende
Landschaftsformen und Relieftypen treten u.a. „trockene“, in Flutung befindliche oder bereits
wassergefüllte Restlöcher, Kippen und Halden unterschiedlichster Größe, Böschungssysteme,
Spülkippen, neu geschaffene Vorflutsysteme usw. auf. Tab. 45 führt die Relieftypen auf und fasst
wesentliche Merkmale zusammen. Abb. 40 bis Abb. 45 veranschaulichen beispielhaft
naturschutzrelevante Relieftypen in der Bergbaufolgelandschaft.
Tab. 45
Relieftypen in Bergbaufolgelandschaften – Begriffsbestimmung und Kennzeichnung (nach FBM 1999 und
FROTSCHER 1999; ergänzt)
Begriffsbestimmung und
Untersuchungsgebiete/Beispiele
Meist planierte, ebene und rekultivierte
Oberfläche der Ablagerung von Abraum
oder anderen Schüttgütern in verritztem
Gelände. Nach der Höhenlage zum
Gewachsenen unterscheidet man Unterflur-
, Flur- und Überflurkippen.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Goitsche – STR Petersroda
- Tgb. Mücheln – Teile der Innenkippe
Meist ebene Oberfläche des auf
unverritztem Gelände verbrachten
Abraums oder von anderen abgelagerten
Schüttgütern. Die Halden sind i.d.R.
rekultiviert.
Untersuchungsgebiete:
- Halde Klobikau
- Halde Pfännerhall
Geneigte Randbereiche der Ablagerungen
von Abraum oder anderen Schüttgütern in
verritztem Gelände.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Mücheln - Teile der Innenkippe
- Tgb. Kayna-Süd – Westböschung
- Tgb. Golpa-Nord – Bachaue/
Nordböschung
Geneigte Randbereiche des auf
unverritztem Gelände verbrachten
Abraums oder von anderen abgelagerten
Schüttgütern.
Untersuchungsgebiete:
- Halde Klobikau
- Halde Pfännerhall
- Halde Blösien
- Halde 10/35
Landschaftliche Kennzeichnung
und Nutzung
I Relieftyp Kippenplateau
- überwiegend großräumige landbzw.
forstwirtschaftliche Nutzung
- 1 bis 2 m Kulturbodenauflage; meist
melioriert
- fehlende bis geringe
Morphodynamik- meist
grundwasserferne Standorte
- monotones Landschaftsbild
II Relieftyp Haldenplateau
s.o.
III Relieftyp Kippenböschung
- dominierend forstwirtschaftliche
Nutzung bzw. Erosionsschutzwald
- Kulturbodenauftrag; meist melioriert
- expositions- und neigungsbedingte
Standortunterschiede
- (Rinnen-) Erosionsprozesse in
unterschiedlicher Intensität und
Verteilung
- belebendes Landschaftselement
IV Relieftyp Haldenböschung
s.o.
Naturschutzwert
- bei rekultivierten Kippen artenarme
Nutzbiotope von geringem
naturschutzfachlichen Wert;
- bei nicht rekultivierten und der
Sukzession überlassenen Kippen
hoher Naturschutzwert möglich
s.o.
- nach Einstellung einer intensiven
Nutzung Entwicklung z. Bsp. zu
wertvollen Waldbiotopen möglich
- trotz meist artenarmer Monokulturen
Auftreten von wertvollen
Kleinstrukturen, Kleinbiotopen sowie
Sonderhabitaten
- Hangwasseraustritte
- Erosionsrinnen
- kleinflächig vegetationsfreie Areale
- bei bindigen Substratanteilen
temporäres Stauwasser
s.o.
127

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Begriffsbestimmung und
Untersuchungsgebiete/Beispiele
Landschaftliche Kennzeichnung
und Nutzung
Naturschutzwert
Durch Oberflächenwasser geländeabwärts
abgeschwemmte, mitgeführte und selektiv
abgelagerte Erdmassen bei flacher bis
mittlerer Hangneigung.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Mücheln – Teile der Innenkippe
- Tgb. Kayna-Süd – Teile der Südspitze
Von zeitweilig stationären Kippstellen in
den offenen Tagebau mit Wasser
verspülter und selektiv abgelagerter
Abraum bei geringen bis mittleren
Hangneigungen.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Kayna-Süd – Ostböschung
Geneigte Tagebaurandbereiche, die als
Kippen- oder Kopfböschungen
(Gewachsenes) ausgeprägt sind.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Kayna-Süd – Süd-/Ostböschung
- Tgb. Mücheln – Südfeld/Westböschung
- Tgb. Holzweißig-West – Südböschung
Nach der Rohstoffgewinnung und
Abraumbewegung verbleibender offener
Tagebauraum. Die Basis ist meist eben, es
treten allerdings häufig Kleinreliefformen
auf (Senken, Kippkegel usw.).
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Roßbach
- Tgb. Mücheln – Teile der Innenkippe
Durch Grundwasserwiederanstieg und/
oder Fremdwasserflutung gefülltes
Restloch.
Untersuchungsgebiete:
- Restlochsee Paupitzsch
- Restlochsee Kayna-Süd
Ohne bzw. mit Wasser gefüllte Hohlformen
innerhalb des Tagebaus unterschiedlicher
Dimension.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Mücheln - Teile der Innenkippe
- Tgb. Roßbach
V Relieftyp Schwemmfächer
- im jungen Stadium und bei tertiären
Substraten vegetationsfreie/-arme
Standorte
- flächenhafte Erosionsprozesse wie
Auswehungen und Abspülungen
- deutliche Körnungsdifferenzierung
der abgelagerten
Schwemmsubstrate
VI Relieftyp Spülkippe
s.o.
- bei Einspülung in Restlochbereiche
kleinräumiger Wechsel der
hydrologischen Verhältnisse
(Uferzone, Wasserwechselzone,
terrestrische Bereiche)
VII Relieftyp Restlochböschung
- häufig als Böschungs-Bermen-
Komplex ausgebildet
- meist saniert, d.h. abgeflacht und
rekultiviert durch Kulturbodenauftrag,
Melioration, Ansaaten, z.T.
Anpflanzungen
- insbesondere in jungen Böschungen
hohe Entwicklungsdynamik
- hohe standörtliche Differenziertheit
VIII Relieftyp Restloch (Restlochplanum)
- unsanierte Tagebaubereiche mit
extremen Standortbedingungen wie
z.B. stark saures Milieu, tertiäre
Substrate mit hohen Kohleanteilen
- über längere Zeiträume nahezu
vegetationsfrei
- flächenhafte Morpho-/Hydrodynamik
- extreme Lokalklimate
- befristete Wasserhaltung
IX Relieftyp Restlochsee
- meist oligotrophe, saure Gewässer
- Verlandungszonen und
Uferstrukturen
- Bildung wasserbestimmter
Lokalklimate
- Landschaftsbildaufwertung
X Relieftyp Sonstige Hohlform
- typisch sind temporäre, durch
Grundwasserzufluss entstandene
Gewässer, die durch die Flutung
verloren gehen
- meist oligotrophe, saure Gewässer
(besonders im jungen Stadium)
- starke Wasserstandsschwankungen
- hohe Prozess-/
Entwicklungsdynamik
- Bedeutung als Sonderbiotop für
Arten mit spezifischen
Standortansprüchen
- wichtige Objekte für die
Sukzessionsforschung
- meist in ungestörter Lage
- Bedeutung als Habitat für
spezialisierte Arten
- wichtige Objekte für die Erforschung
von Besiedlungsprozessen aus dem
Umland in den Tagebau und für
Sukzessionsuntersuchungen
Naturschutzwert ergibt sich aus:
- Großräumigkeit
- Unzerschnittenheit
- Umlandbeziehungen
als naturschutzfachlich bedeutende
Biotop- und Habitatstrukturen treten
auf:
- Erosionsformen
Hangwasseraustritte/Quellbereiche
- Uferzonen mit Kliffbildungen
- Flachwasserbereiche
- Sukzessionsareale
- offene Kies- und Sandflächen
- Sukzessions- und
Besiedlungsprozesse durch Arten
mit extremster Standortanpassung
ohne Äquivalent in der
Kulturlandschaft
- temporäre Lebensräume
- Forschungsbedarf zur Untersuchung
von "Mitwanderungsprozessen der
Naturschutzpotenziale“ infolge der
Flutung
- häufig Bedeutung als Habitat für
Wasservögel, Libellen und
Amphiben
- wissenschaftliche
Untersuchungsobjekte (limnische
Ökosysteme)
- Bedeutung als Habitat z.B. für
Amphibien und Libellen sowie als
Standort für seltene Pflanzen
- Forschungsbedarf zur Untersuchung
von “Mitwanderungsprozessen der
Naturschutzpotenziale“ infolge der
Flutung
128

Ergebnisse und Diskussion
Begriffsbestimmung und
Untersuchungsgebiete/Beispiele
Ablagerungen bzw. Umlagerungen von
Erdmassen innerhalb des Tagebaus in
unterschiedlicher Dimension und in
unsaniertem Zustand.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Mücheln – Teile der Innenkippe
Langgestreckte, ebene bis gering geneigte
Betriebsflächen/Trassen.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Mücheln – Teile der Innenkippe
Auf verritzem Gelände in
Größenordnungen verstürzter und
unsanierter Abraum; bei flächenhafter
Verbreitung mehrere Kipprippen bzw.
Kippkegel.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Mücheln – Teile der Innenkippe
- Tgb. Kayna-Süd
- Tgb. Golpa-Nord – Bachaue
Durch Tiefen- und Seitenerosion sowie
Materialtransport und –ablagerungen
gekennzeichnete, langgestreckte Hohlform.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Mücheln – Teile der Innenkippe
- Tgb. Kayna-Süd
Trennebene (Arbeitsebene für
Tagebaugroßgeräte) innerhalb eines
Böschungssystems. Die Berme wird
begrenzt von einer Böschungsunterkante
und der Oberkante der tieferliegenden
Böschung.
Untersuchungsgebiete:
- Tgb. Kayna-Süd – Westböschung
- Tgb. Mücheln – Südfeld
- Tgb. Golpa-Nord – Bachaue
- Tgb. Holzweißig-West
Landschaftliche Kennzeichnung
und Nutzung
XI Relieftyp Sonstige Vollformen/Hangbereiche
große Standortheterogenität u.a.
durch:
- tertiäre-quartäre Mischsubstrate
- hohe Kleinreliefformendichte
- nahezu flächenhafte
Erosionsprozesse
- kleinräumig wechselndes
hydrologisches Regime
- spontane Sukzessionen
- temporäre Standorte
XII Relieftyp Baggerausfahrt/Bahntrasse
- ehemalige rückgebaute
Betriebsflächen mit meist
verdichteten Bodenstrukturen und
Resten anthropogener Substrate
(z.B. Schotter)
- bei spontaner Sukzession ruderale
Brachflächenentwicklung
XIII Relieftyp Kipprippenkomplex/Kippkegelkomplex
- meist kulturfeindlicher Abraum mit
stark verzögerter Sukzession
- flächendeckende Erosionsprozesse,
u.a. Sackungen, Setzungen,
Auswehungen, Rinnenerosion
- hohe Standortheterogenität
- „ungeordnetes“ Sickerwasserregime
- extreme Lokalklimate
XIV Relieftyp (Große) Erosionsrinne/Erosionsrinnenkomplex
- hohe Morphodynamik, die mit
zunehmendem Bewuchs abnimmt
- durch Abbrüche und
Materialumlagerungen Bildung
neuer, vegetationsfreier
Rohbodenflächen (tw. tertiäre
Oberflächensubstrate)
XV Relieftyp Berme
- geschobene, meist verdichtete und
ebene Betriebsfläche (sehr
großräumig)
- überwiegend vegetationsfrei
während der Betriebsphase
- kulturfeindliche Substrate in den
Tertiärschichten
- flächenhafte Erosionsprozesse
(Auswehungen, Abspülungen,
Rinnenerosion)
Naturschutzwert
bedeutende naturschutzfachliche
Entwicklungspotenziale:
- Spontansukzession über längere
Zeiträume
- Sonderbiotope und Habitate für
hochspezialisierte Arten
- Vielfalt auf engem Raum
- Ungestörtheit
- überwiegend geringe Bedeutung
- vereinzelt Auftreten von
Kleinbiotopen wie temporär
wassergefüllten Fahrspuren oder
staunässebeeinflussten Standorten
bei anstehenden bindig-tonigen
Substraten
- i.d.R. wertvolle Biotop- und
Habitatstrukturen für seltene und
gefährdete Arten
- Spontansukzession
- wichtige Habitatstrukturen für
seltene Arten mit speziellen
Standortansprüchen
- geringe naturschutzfachliche
Bedeutung
129

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 40
Erosionsrinnenkomplex und Schwemmfächer
(RT V und XIV) in der Ostböschung Tagebau
Kayna-Süd (Foto: Grabe; September 1999)
Abb. 41
Westufer des Restlochsees Kayna-Süd mit
Uferbildungsprozessen (RT IX) (Foto: Grabe;
September 1999)
Abb. 42
Kipprippenkomplex in der Innenkippe des
Tagebau Mücheln (RT XIII) (Foto: Morche;
September 2000)
Abb. 43
Böschungsbereiche mit Kleinstrukturen und
bindigen Substraten an der TonHalde 10/35 des
Tagebau Goitsche (RT IV) (Foto: Kuppe; Mai
2000)
Abb. 44
Restlochplanum (RT VIII) und Sonstige Hohlbzw.
Vollformen (RT X, XI) im
Innenkippenbereich des Tagebau Mücheln
(Foto: Morche; September 2000)
Abb. 45
Ausschnitt eines Schwemmfächers (RT V) mit
Übergangszone zum Restlochsee im Tagebau
Kayna-Süd (Foto: Grabe; September 1999)
In der Anfangsphase der nachbergbaulichen Landschaftsentwicklung wird die Herausbildung von
Lebensräumen und Habitatstrukturen entscheidend von den geomorphologischen Bedingungen und
geomorphodynamischen Verhältnissen mitbestimmt. Die Intensität und die flächenhafte Ausprägung
der geomorphologischen Prozesse – dazu zählen vor allem Rutschungen, Abbrüche, Abspülungen,
Auswehungen (Deflation), Rinnenerosion aber auch Sackungen und Setzungen – stehen dabei in
einem unmittelbaren Zusammenhang mit weiteren morphographischen Faktoren wie z.B. der
130

Ergebnisse und Diskussion
Reliefenergie, der Hangneigung und der Hanglänge sowie mit Substrateigenschaften oder dem Grad
der Vegetationsbedeckung.
Im Folgenden werden anhand ausgewählter Untersuchungsgebiete die Veränderungen der
geomorphologischen Situation innerhalb kurzer Zeiträume (1 - 3 Jahre) beschrieben. Anschließend
erfolgt eine zusammenfassende Darstellung der Grundzüge des geomorphologischen
Landschaftswandels.
Als Messgrößen (Indikatoren) des geomorphologischen Landschaftswandels dienen insbesondere die
auf Rasterbasis ermittelten Flächenanteile an (Klein-)Reliefformen und an geomorphologischen
Prozessen (vgl. Kap.2.4). Veränderungen dieser Parameter lassen sich sehr gut durch multitemporale
Erfassungen für heterogen strukturierte Gebiete mit einer hohen Vielfalt an geomorphologischen
Formen und Prozessen nachweisen. Beispielhaft soll der geomorphologische Landschaftswandel für
zwei repräsentative Untersuchungsgebiete (Tagebau Golpa-Nord/Bachaue und Tagebau Mücheln-
Innenkippe) dargestellt werden.
Untersuchungsgebiet Tagebau Golpa-Nord/Bachaue (Anzahl der Raster: 160)
Für die Bachaue ist insgesamt ein markanter Rückgang der geomorphologischen Prozesse innerhalb
eines kurzen Zeitraumes von etwa 1½ Jahren zu verzeichnen (siehe Abb. 46 und Abb. 47).
Besonders in den sanierten und rekultivierten Böschungsbereichen nehmen die dominierenden
reliefbildenden Vorgänge wie Rinnenerosion, Deflation und flächenhafte Abspülungen ab. Lediglich in
den zentralen Bereichen mit unsanierten Kippmassen bleibt eine hohe Morphodynamik erhalten,
obwohl auch hier die Vegetationsdecke infolge der spontanen Sukzessionsentwicklung auf den relativ
kulturfreundlichen Substraten deutlich zunimmt. Das lässt zukünftig eine weitere Intensitätsabnahme
der geomorphologischen Prozesse erwarten.
Hinzu kommt, dass mit der Flutung des Hauptrestloches und der Vorflutanbindung Teilflächen unter
Wasser geraten (Kleingewässer) und somit ein Wechsel bezüglich Art und Dynamik der Prozesse
stattfindet (vgl. Geländemodell in Anlage 5.2.1).
Die Flächenanteile an Kleinreliefformen haben sich im Betrachtungszeitraum nur unwesentlich
verringert. Damit sind für den geomorphologisch bedingten Landschaftswandel insbesondere
morphodynamische Veränderungen zu berücksichtigen.
131

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Prozessklassen:
Rastergröße: 100 m x 100 m
1 – keine; 2 – vereinzelt (> 0 bis 10 %); 3 – gering (> 10 bis
25 %); 4 – mittel (> 25 bis 50 %);
5 – hoch (> 50 bis 75 %); 6 – sehr hoch, prägend (> 75 %)
Abb. 46
Ergebnisse geomorphologischer
Prozesskartierung (Grabe 03/2000)*
Abb. 47
Ergebnisse geomorphologischer
Prozesskartierung (Schaffrek 08/2001)*
Untersuchungsgebiet Tagebau Mücheln/südliche Innenkippe (Anzahl der Raster: 141)
Die geomorphologischen Veränderungen im südlichen Innenkippenbereich des Tagebaus Mücheln
sind durch mehrere, teilweise „gegenläufige“ und sich zeitlich überlagernde Prozesse gekennzeichnet.
Bezogen auf den Zeitraum von September 2000 bis April 2002 lassen sich tendenziell u.a. folgende
Aussagen zur Morphodynamik und zur Landschaftsentwicklung machen.
• Grundsätzlich handelt es sich um einen sehr heterogen aufgebauten Bereich der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft mit ebenen Kippenflächen, abgeflachten Böschungen,
Spülkippen aber auch unsanierten Kipprippenkomplexen und Rutschungsbereichen sowie
größeren in Sanierung befindlichen Arealen.
• Im Betrachtungszeitraum gingen sowohl die Flächenanteile an Kleinreliefformen als auch an
geomorphologischen Prozessen leicht zurück (vgl. Abb. 48 bis Abb. 51). Die Abnahme in den
westlichen und zentralen Bereichen ist vor allem auf die erosionsmindernde Wirkung der dichter
werdenden Vegetationsdecke zurückzuführen. Das betrifft sowohl die Rasenansaaten und
Aufforstungen als auch die sich spontan entwickelnden Sukzessionsflächen. Die Zunahme im
östlichen Teil der Innenkippe ist wiederum in z.T. intensiven Sanierungsarbeiten (Erdarbeiten)
132

Ergebnisse und Diskussion
begründet. Insgesamt ist die Innenkippe durch eine mittlere bis hohe Reliefformendichte und
Morphodynamik charakterisiert.
• Es treten nahezu alle Relieftypen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft auf (vgl. Tab. 45). Die
Prozesse reichen von Sackungen und Setzungen in den Kipprippenkomplexen über Rutschungen
und Abbrüche an den unsanierten Steilböschungen der Brückenkippe bis hin zu großflächigen
Abspülungen, Auswehungen und Arealen mit intensiver Rinnenerosion. Vor allem in den
unsanierten Gebieten finden derzeit sowohl reliefausgleichende Prozesse wie Abtragung und
Akkumulation als auch die Morphodynamik erhaltende bzw. stets von neuem auslösende
Prozesse wie Abbrüche oder Rutschungen statt.
• Die etwa im Zentrum des Untersuchungsgebietes gelegen Kipprippen sind in den 60er Jahren des
20. Jahrhunderts aufgeschüttet worden. Es sind in diesen Bereichen noch Sackungen und
Setzungen im Zentimeter-Bereich möglich, die jedoch auf den Landschaftscharakter keine
weiteren Auswirkungen haben.
• Für die mittel- bis langfristige landschaftliche Entwicklung der Innenkippe ist von folgenden
Prognosen auszugehen:
• Die Morphodynamik wird weiter abnehmen und insbesondere in den rekultivierten Böschungsund
Kippenbereichen ein „niedriges“ Niveau erreichen bzw. vollständig zum Erliegen kommen.
• Die abschließenden Sanierungsarbeiten (bis etwa 2004) werden in Teilbereichen nochmals
„kurzzeitig Initiale“ für eine Intensivierung geomorphologischer Prozesse setzen. Mittelfristig
wird allerdings die o.g. Entwicklung stattfinden.
• Die unsanierten Bereiche mit hoher Reliefenergie und vegetationsfeindlichen Substraten
(insbesondere zentrales Innenkippenmassiv) werden über längere Zeiträume durch die Vielfalt
an Reliefformen und an geomorphologischen Prozessen bestimmt. Infolge der Sanierung und
späteren Flutung nimmt die Flächengröße dieser Areale weiter ab.
• Mit der Flutung und einsetzenden Seenbildung kommt es zu neuen morphodynamischen
Prozessen wie Flachwasserdynamik, Ufer- und Kliffbildung in den nächsten Jahren
(Flutungszeitraum: 2002/03 bis ca. 2008/09).
• Einen visuellen Eindruck des Landschaftswandels im Innenkippenbereich des Tagebaus
Mücheln sollen die nachfolgenden Abb. 54 bis Abb. 58 vermitteln.
Häufigkeiten der geomorphologischen Prozesse 2000
(südliche Innenkippe)
Häufigkeiten der geomorphologischen Prozesse 2002
(südliche Innenkippe)
80
80
70
70
60
54
60
Anzahl
50
40
30
20
10
6
20
14
27
20
Anzahl
50
40
30
20
10
8
14
15
33
28
43
0
0 >0-10 >10-25 >25-50 >50 >75-100
0
0 >0-10 >10-25 >25-50 >50 >75-100
Flächenanteil in %
Flächenanteil in %
Abb. 48
Ergebnisse geomorphologischer
Prozesskartierung (Morche 09/2000)*
Abb. 49
Ergebnisse geomorphologischer
Prozesskartierung (Heckner 04/2002)*
133

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Häufigkeiten der Kleinreliefformen 2000
(südliche Innenkippe)
Häufigkeiten der Kleinreliefformen 2002
(südliche Innenkippe)
80
70
68
80
70
Anzahl
60
50
40
30
20
10
0
1
3
7
0 >0-10 >10-25 >25-50 >50 >75-100
23
Flächenanteil in %
39
Anzahl
60
50
40
30
20
10
0
2 1
13
39 39
0 >0-10 >10-25 >25-50 >50 >75-100
Flächenanteil in %
47
Abb. 50
Ergebnisse der Kleinreliefformen-kartierung
(Morche 09/2000)*
Abb. 51
Ergebnisse der Kleinreliefformen-kartierung
(Heckner 04/2002)*
Abb. 52 Veränderungen des Flächenanteils an geomorphologischen Prozessen im Zeitraum 2000/2002
(Heckner 2002)*
Abb. 53 Veränderungen des Flächenanteils an Kleinreliefformen im Zeitraum 2000/2002
(Heckner 2002)*
134

Ergebnisse und Diskussion
Abb. 54 (li.) und Abb. 55 (r.) Vergleich unsanierte Böschung mit hoher Morphodynamik – Rutschung, Rinnenerosion,
Abspülung, Akkumulation – und spontaner Sukzession
(Fotos: Morche 09/2000 und Heckner 03/2002)*
Abb. 56 (li.) und Abb. 57 (r.) Unsanierter Innenkippenbereich mit Feuchtgebiet und erodiertem Schwemmfächer
(Fotos: Morche 09/2000 und Heckner 03/2002)*
Abb. 58 (li.) und Abb. 59 (r.) Sanierte Böschung im Innenkippenbereich mit zunehmender Vegetationsbedeckung und
nachlassender Morphodynamik
(Fotos: Morche 09/2000 und Heckner 03/2002)*
Auf Grund des geomorphologisch sehr ähnlichen Charakters treffen für das Untersuchungsgebiet
Kayna-Süd/Südspitze vergleichbare Aussagen zu.
Die Untersuchungsgebiete Sandtrockenrasen Petersroda, Tagesanlagen IIa und Bärenhofinsel im
Tagebau Goitsche weisen eine sehr geringe Reliefenergie auf. Sie sind durch relativ wenige
Kleinreliefformen (insbesondere kleine Erosionsrinnen und Fahrspuren) gekennzeichnet und weisen
135

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
eine kaum nennenswerte Morphodynamik auf. Lediglich für vegetationsfreie oder vegetationsarme
Areale kann es bei starken Niederschlags- oder Windereignissen zu Materialumlagerungen infolge
von Verspülungen oder Deflation kommen.
Die im Forschungsverbund untersuchten Halden (Halde 10/35, Halde Blösien, Halde Pfännerhall,
Halde Klobikau) sind geomorphologisch als Einzelobjekte zu betrachten. In der Regel weisen die
Haldenplateaus eine geringe Formen- und Prozessvielfalt auf, dagegen unterliegen oder unterlagen
die Böschungsbereiche auf Grund der z. T. erheblichen Reliefenergie einer deutlichen
Morphodynamik. Je nach Sanierungszustand und Vegetationsdichte (z. B. Krautschicht,
Strauchschicht und Baumschicht) ist eine rezente Geomorphodynamik vorhanden, sie ist allerdings
tendenziell abnehmend und stellenweise auch zum Erliegen gekommen.
Aus den multitemporalen Untersuchungen zu den geomorphologischen Veränderungen lassen sich
Schlussfolgerungen im Hinblick auf die generelle Landschaftsentwicklung in den untersuchten
Gebieten ziehen.
• Die geomorphologische Formen- und Prozessvielfalt ist in unsanierten Tagebaubereichen am
größten.
• Geomorphologische Prozesse finden besonders in der Anfangsphase der nachbergbaulichen
Entwicklung sehr intensiv und großflächig statt. Andererseits können z.B. Sackungen und
Setzungen in Kippenkörpern längerfristig wirken und sind teilweise auch nach 50 - 60 Jahren
Liegezeiten der Kippen nachweisbar (im cm- bis dm - Bereich).
• Durch einsetzende Sukzession, durch Rekultivierungsmaßnahmen (z.B. Rasenansaaten,
Aufforstungen) auf besiedlungsfreundlichen Substraten und durch natürlich ablaufende,
reliefausgleichende Prozesse nimmt die Morphodynamik bereits innerhalb kurzer Zeiträume (1 bis
3 Jahre) deutlich ab. Nachweisbar wird dies u.a. durch den Rückgang der Reliefenergie ebenso
wie durch die Abnahme der Flächenanteile an Kleinreliefformen und an geomorphologischen
Prozessen.
• Wenige Extremstandorte, z.B. unbewachsene sandig-kiesige Bereiche, Brückenkippen mit
kulturfeindlichen tertiären Substraten oder Steilböschungen, bleiben für geomorphologische
Prozessabläufe über längere Zeiträume bedeutsam.
• Zukünftig werden flutungsbedingte Prozesse eine wachsende Bedeutung erlangen, u.a.
Wellenschlag, Kliffbildungen und andere uferbildende Vorgänge sowie Fließgewässerdynamik der
Vorfluter.
• Wiederholte sanierungsbedingte „Eingriffe“ in die Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (z.B.
Massenumlagerungen, Anstützungen, Böschungsabflachungen) können zu plötzlichen
Geländeveränderungen und damit zur Neuschaffung geomorphodynamischer
Ausgangsbedingungen führen, die kurz- bis mittelfristig eine „Wiederbelebung“ der
Morphodynamik bewirken.
• Diese Eingriffe verlieren in der mitteldeutschen Braunkohlenbergbaufolgelandschaft mit dem in
den kommenden Jahren erreichten Sanierungsabschluss an Bedeutung. Durch die Flutung der
Restlöcher werden großräumig die derzeit morphodynamisch noch aktiven und „trockenen“
Tagebaubereiche einer zukünftig aquatischen Seedynamik unterliegen.
* Anmerkung: Die Datenerfassungen und Auswertungen wurden teilweise im Rahmen von
studentischen Praktikumsarbeiten durchgeführt.
136

Ergebnisse und Diskussion
4.1.3.2 Boden- und Substratparameter
4.1.3.2.1 Charakterisierung der Boden- und Substrateigenschaften
(Manfred Altermann & Oliver Rosche)
Die in Anlage 4.5 enthaltenen Angaben zu den Kippsubstraten der Kartiereinheiten innerhalb der
Untersuchungsgebiete lassen sich wie folgt zusammenfassen:
Kayna-Süd
Im Untersuchungsgebiet Kayna Süd bilden etwa 2 / 3 der Fläche carbonathaltige Substrate, das übrige
Drittel der Fläche ist carbonatfrei. Die carbonathaltigen Substrate bestehen vorwiegend aus
kiesführendem Lehm (aus Geschiebemergel), während der Hauptteil der sandigen Substrate aus
(tertiären) kiesführenden, mehr oder weniger kohlehaltigen Sanden besteht.
Die Humusakkumulation ist auf den lehmigen Substraten im allgemeinen weiter fortgeschritten als auf
den sandigen Substraten. Humusakkumulationshorizonte von mehr als 2 cm (bis ca. 5 cm)
Mächtigkeit, die im Untersuchungsgebiet insgesamt rund 40 % der Fläche einnehmen sind fast
ausschließlich auf lehmigen Substraten verbreitet. Demgegenüber kommen Kipp-Substrate ohne
Humusakkumulation ausschließlich auf sandigen Substraten mit höheren Kohlegehalten vor.
Mücheln- Innenkippe
Die kartierte Fläche von Mücheln-Innenkippe setzt sich jeweils etwa zur Hälfte aus carbontatfreien und
carbonathaltigen Substraten zusammen. Den Hauptteil der Fläche (über 80 %) bilden kiesführende,
lehmige Substrate (Geschiebelehm bzw. Geschiebemergel) mit unterschiedlichen Kohlegehalten. Die
daneben auftretenden sandigen Substrate (ca. 10 – 15 %) Flächenanteil sind wie im Gebiet Kayna
Süd überwiegend carbonatfrei.
Die Humusakkumulation im Boden ist auf auf den lehmigen Substraten wiederum weiter
fortgeschritten als auf den sandigen Substraten, jedoch sind die Humusakkumulationshorizonte mit
überwiegend 1 cm bis 2 cm Mächtigkeit insgesamt geringmächtiger als im Gebiet Kayna Süd.
Goitsche, Bärenhofinsel
Das Gebiet der Bärenhofinsel bilden vorwiegend anthropogen überprägte reliktische Auenböden der
ehemaligen Muldeaue. Gekippte bzw. planierte Böden nehmen nur einen Anteil von ca. 15 % der
Fläche ein. Die Substrate dieser Böden bestehen aus carbonatfreien, kiesführenden Sanden bis
Lehmen. Die Humusakkumulation der Kippböden ist bis in eine Tiefe von über 2 cm fortgeschritten.
Goitsche, Tagesanlagen IIa
Im Gebiet der ehemaligen Tagesanlagen IIa finden die Reliktauenböden der Bärenhofinsel ihre
südliche Fortsetzung. Allerdings nehmen diese Böden mit ca. einem Drittel der kartierten Fläche einen
geringeren Anteil ein als im Gebiet der Bärenhofinsel. Die Substrate der Kipp-Böden bestehen
vorwiegend aus carbonatfreien, kiesführenden Sanden und carbonatfreien, kiesführenden Lehmen.
Carbonathaltige, kiesführende, lehmige Substrate treten nur vereinzelt auf.
Goitsche, Halde 10/35
Tonige und tonbrockige lehmige Substrate bilden den Hauptteil der Haldenfläche. Daneben kommen
tonbrockige Sande vor. Die Hochfläche ist carbonatfrei und weist überwiegend Humusakkumulation
bis in Tiefen von über 2 cm auf. Carbonathaltige Substrate kommen nur im Oberboden des
südwestlichen Böschungsrandes der Halde vor. Böschungen und Böschungsränder der Halde
bestehen aus Kippsubstraten ohne Humusakkumulation bzw. aus Kipp-Rohböden.
Goitsche, Petersroda (Sandtrockenrasen)
Im kartierten Gebiet dominieren carbonatfreie, kiesige und z.T. kohlehaltige Sande. Auf weniger als
10 % der Fläche ist eine Lehmdecke (überwiegend carbonatfrei) vorhanden. Die Humusakkumulation
reicht auf über 2 / 3 der Fläche tiefer als 2 cm, auf der restlichen Fläche schwankt sie zwischen 1 cm bis
2 cm Tiefe.
137

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Golpa-Nord
Die Substrate des Kippengeländes sind überwiegend carbonathaltige, kiesführende Lehme (aus
Geschiebemergel). Nur etwa 5 % der Fläche nehmen carbonatfreie Substrate (kiesführende, z.T.
tonbrockige (tertiäre) Sande ein.
In den Kipp-Lehmen reicht die Humusakkumulation i.d.R. tiefer als 2 cm (bis ca. 10 cm), in den Kipp-
Sanden schwankt sie überwiegend zwischen 1 cm bis 2 cm Mächtigkeit.
4.1.3.2.2 Generelle Trends der Bodenentwicklung im Bereich der kartierten Kippenstandorte
(Manfred Altermann & Oliver Rosche)
Gegenwärtiger Stand
Die Kippenböden des Mitteldeutschen Braunkohlereviers stehen - verglichen mit den sie umgebenden
natürlichen Böden - erst am Anfang ihrer Entwicklung. Die Stadien der Entwicklung der terrestrischen
Kippenböden können anhand der Humusbildung bzw. Humusakkumulation in den oberen
Bodenhorizonten verfolgt werden. Aus dem Ausgangssubstrat (Kipp-Substrat) entsteht durch
Verwitterung und beginnende Humusakkumulation zunächst ein Lockersyrosem (Kipp-Rohboden). Die
Entwicklung zum Lockersyrosem ist vollzogen, wenn ein noch lückiger, < 2 cm mächtiger Horizont mit
geringer Akkumulation organischer Substanz (Ai) vorhanden ist. Im weiteren Verlauf der
Bodenentwicklung folgt ein Übergangsstadium mit einem geschlossenen, ca. 2 cm mächtigen
Humusakkumulationshorizont (Aih). Durch weitere Humusakkumulation (Bildung eines
Humusakkumulationshorizontes > 2cm: Ah) entstehen in Abhängigkeit vom Carbonatgehalt des
Kippensubstrats die Bodentypen Regosol (auf carbonatfreien Substraten) oder Pararendzina (auf
carbonathaltigen Substraten).
Die Dynamik dieser Entwicklung ist abhängig von der Ausprägung der Faktoren, welche die
bodenbildenden Prozesse beeinflussen (Ausgangssubstrat, Klima, Relief, Wasser, Fauna und Flora,
menschliche Tätigkeit). Für forstlich rekultivierte Kippenstandorte des Braunkohlebergbaus in Sachsen
wird für die Herausbildung von Regosolen bzw. Pararendzinen eine Dauer von ca. 20 bis 40 Jahren
(THOMASIUS et al. 1999) angegeben. Gleichzeitig wird darauf hingewiesen, dass bei ungünstigen
Substrateigenschaften das Lockersyrosem-Stadium noch nach 40 Jahren vorhanden sein kann.
Günstige Substrateigenschaften für eine schnell fortschreitende Bodenentwicklung besitzen vor allem
Kipp-Lehmsande und Kipp-Lehme auf Grund ihres günstigen Gefüges, eines hohen Mineral- und
Nährstoffvorrates, der hohen nutzbaren Feldkapazität, der hohen Sorptionskapazität, Basensättigung
und Pufferkapazität sowie einer schwach saueren bis schwach alkalischen Bodenreaktion
(THOMASIUS et al. 1999). Durch diese Eigenschaften sind günstige Voraussetzungen für
Humusakkumulation und die Entwicklung des Edaphons (Bodenlebewesen) gegeben. Ungünstiger
schneiden im Hinblick auf die angegebenen Substrateigenschaften Kipp-Sande und Kipp-Tone ab.
Sowohl Kipp-Sande als auch Kipp-Tone besitzen im Vergleich zu Kipp-Lehmsanden und Kipp-
Lehmen ein ungünstigeres Gefüge, einen geringeren Mineral- und Nährstoffvorrat, eine geringere
nutzbare Feldkapazität, Basensättigung und Bodenreaktion. Nachteile der Kipp-Sande sind des
Weiteren die niedrige Sorptions- und Pufferkapazität. Bei Kipp-Tonen besteht eine starke
Verschlämmungsneigung.
Entsprechend ihrer günstigen Eigenschaften ist die Bodenentwicklung auf den lehmigen Substraten
der untersuchten Kippenstandorte im Vergleich zu den sandigen und tonigen Substraten gleichen
Alters am weitesten fortgeschritten. In Anlage 4.5 wird am Beispiel der Kippe Kayna-Süd deutlich,
dass auf den sandigen Substraten Lockersyroseme (OLn) überwiegen. Daneben kommen in
geringerem Umfang (insbesondere auf stark kohlehaltigen Sanden) Kipp-Substrate ohne
Humusakkumulation vor. Den flächenmäßig geringsten Anteil bilden Regosole (RQn) bzw. Übergänge
von Lockersyrosemen zu Regosolen (OL-RQ). Auf den lehmigen (carbonathaltigen) Substraten hat
die Bodenentwicklung dagegen das Lockersyrosem-Stadium größtenteils bereits überschritten. Es
dominieren (flachgründige) Parendzinen (RZn). Lockersyroseme spielen auf den lehmigen Substraten
eine untergeordnete Rolle, während Kippsubstrate ohne Bodenbildung in nennenswertem Umfang
nicht auftreten.
Der Vergleich der Bodenentwicklung auf lehmigen und tonigen Substraten lässt sich in Anlage 4.5
anhand der Halde 10/35 (Goitsche) vornehmen. Hierbei ist allerdings zu beachten, dass sich für den
Vergleich nur Kartiereinheiten der Hochfläche eignen, da es am Böschungsrand infolge von
Sanierungsmaßnahmen in jüngerer Zeit zu Umlagerungen kam. Bei dem Vergleich zeigt sich, dass in
138

Ergebnisse und Diskussion
der Kartiereinheit 7 auf Lehm bereits Regosole dominieren, während die vergleichbare Einheit 10 auf
Ton sich noch weitgehend im Übergangsstadium vom Lockersyrosem zum Regosol befindet.
Das Beispiel der Kippe Mücheln in Anlage 4.5 verdeutlicht, dass auch der Kohlegehalt einen
entscheidenden Einfluss auf die Dynamik der Bodenentwicklung hat. So gehen bei Substraten
gleicher Körnung (z.B. Lehm) hohe Kohlegehalte mit jüngeren Stadien der Bodenbildung einher,
während bei niedrigen Kohlegehalten bzw. fehlender Kohle die Bodenentwicklung weiter
fortgeschritten ist.
Zusammenfassend für die untersuchten terrestrischen Kippenstandorte lässt sich folgendes
feststellen:
• Gegenwärtig vollzieht sich auf einem Großteil der Flächen der Übergang von Kipp-Rohböden
(Lockersyrosemen) zu flachgründigen Kipp-Böden (Regosolen bzw. Pararendzinen). In
Abhängigkeit vom Alter der Standorte und von den dominierenden Substraten ist diese
Entwicklung mehr oder weniger weit fortgeschritten bzw. der Übergang bereits erreicht.
• Bei unterschiedlichen Substraten gleichen Alters weisen innerhalb eines Kippenstandortes
Flächen aus lehmigen Substraten im allgemeinen eine weiter fortgeschrittene Bodenentwicklung
auf als Flächen aus sandigen oder tonigen Substraten.
• Hohe Kohlegehalte in den Kippsubstraten bedingen meist eine verzögerte Bodenentwicklung
einher.
Neben den bisher betrachteten terrestrischen Kippenböden sind in der Nähe wassergefüllter
Tagebaurestlöcher auch semiterrestrische, im Wesentlichen grundwasserbeeinflusste Böden
vorhanden. Zum Zeitpunkt der Untersuchungen traten diese im kartierten Gebiet jedoch nur innerhalb
der Kippe Kayna Süd mit einem Flächenanteil von 6 % in nennenswerter Größenordnung auf. Hier hat
sich auf unterschiedlichen Kippensubstraten der Bodentyp Gley entwickelt.
Ausblick
Die zukünftige Bodenentwicklung im Bereich der untersuchten Kippenstandorte wird hauptsächlich
durch folgende Prozesse bestimmt:
• Die zunehmende Humusakkumulation wird dazu führen, dass der Übergang von Kipp-Rohböden
(Lockersyrosemen) zu Regosolen bzw. Pararendzinen weiter voranschreitet.
• Die Zeitdauer bis zum Abschluss dieses Übergangsstadiums ist für die einzelnen Kippenstandorte
alters- und substratspezifisch.
Nutzungsänderungen, z.B. landwirtschaftliche Acker- oder Grünlandnutzung würden die
Humusakkumulation und die pedogene Gefügebildung im Bearbeitungshorizont beschleunigen
(SCHRÖDER et al. 1998). Dadurch würde auch die Substrathomogenisierung begünstigt.
• Durch das im Untersuchungsgebiet herrschende Klima wird es zu einer fortschreitenden
Entkalkung der carbonathaltigen Substrate, beginnend von der Oberfläche in zunehmende Tiefe,
kommen. Dieser Prozess wird sich jedoch langsam und über einen sehr langen Zeitraum
vollziehen. (Zum Vergleich: Die Entkalkung der ausgangs der Weichseleiszeit im mitteldeutschen
Raum abgelagerten Lößdecke mit ca. 10 - 15 % CaCO 3 bis in eine Tiefe von ca. 6 - 8 dm vollzog
sich im Verlaufe von rund 10.000 Jahren.)
• Durch den natürlichen und (durch Flutung) künstlichen Grundwasseranstieg wird es zukünftig an
den Rändern des Wasserflächen zur Herausbildung sekundärer semiterrestrischer Böden
kommen, deren weitere Entwicklung im Wesentlichen durch das Grundwasser geprägt wird.
• Auf lehmigen und tonigen Kippenstandorten sind insbesondere in ebenen und eingesenkten
Reliefpositionen Staunässeerscheinungen zu erwarten (SCHRÖDER et al. 1998).
Bei allen genannten Entwicklungen kommt den Wechselwirkungen mit den Pflanzenbeständen und
Bodentiergemeinschaften eine wichtige Bedeutung zu. Insbesondere die Humusakkumulation hängt
sowohl von Menge und Qualität der Bestandesabfälle als auch von der Tätigkeit der
Bodenorganismen ab. Gleichzeitig läuft der bodenbildende Prozess der Mineralisierung unter starker
Beteiligung der Bodenlebewesen ab. Rückkoppelnd fördern zunehmende Humusakkumulation und
Mineralisation ihrerseits die Entwicklung der Vegetation und der Bodenorganismen, wodurch sich ein
sukzessiv erweiternder Kreislauf schließt.
139

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4.1.3.2.3 Bodengenese - mikrobielle Besiedlung
(Galina Machulla)
Die Probenahme für die bodenmikrobiologischen Untersuchungen erfolgte mit fünf Wiederholungen
auf den charakteristischen Vegetationstypen der Untersuchungsflächen (siehe Tab. 22) in den
Tiefenstufen: Auflage, 0 – 1 cm, 1 - 5 cm und 5 – 10 cm. Neben den verschiedenen Tiefenstufen des
Oberbodens wurde auch die organische Auflage (sofern vorhanden) in unterschiedlichen Stadien der
Zersetzung beprobt (L- u. O-Lagen). Bestimmt wurden:
• Mikrobielle Biomasse (C mik ) mit der CFE-Methode (VANCE et al. 1987)
• Bodenatmung nach ISEMEYER (1952) und JÄGGI (1976)
• Dehydrogenaseaktivität (DHA) mittels TTC-Reduktion nach CASIDA (1964)
• Krümelstabilität nach KANDELER (1993)
Zusammenfassende Ergebnisse der bodenmikrobiologischen Untersuchungen
Die mikrobielle Besiedlung und Aktivität der untersuchten Kippböden beschränkt sich im Wesentlichen
auf die oberen 0 - 10 cm des Bodens. Sie weisen hier einen ausgesprochenen Tiefengradienten auf.
Auch mit zunehmendem Alter der Standorte werden in der Regel die absoluten Werte ungestörter
Standorte noch nicht erreicht. Neben der Struktur der Pflanzendecke wird der Einfluß von
Substratunterschieden, insbesondere im Kohlegehalt, deutlich (Tab. 46).
Die mikrobiellen Bodenparameter wie die mikrobielle Biomasse (C mik ), Bodenatmung (CO 2 -Bildung)
und Dehydrogenasenaktivität (DHA) sind in der Mulch- bzw. Streuauflage erwartungsgemäß
wesentlich höher als im Mineralboden (Abb. 60). Der diesbezügliche Unterschied beträgt z.T. mehr als
eine Zehnerpotenz (insbesondere auf den Wald- und Vorwaldstandorten: GW-C10, MK-E02, KS-
F01/11-15, KS-F03/1-3). Die mikrobielle Biomasse einer Größenordnung von 360 ± 205 µg C/g wurde
in den Untersuchungen von ackerbaulich genutzten lehmigen Kippenböden Mitteldeutschlands und
der Lausitz ermittelt (EMMERLING & WERMBTER 2001). Die Bestimmungen der C mik -Gehalte
erfolgten hier allerdings in den Bodenproben, die aus der Gesamttiefe 0 – 10/15 cm entnommen
wurden. Die Bodennutzungen „Brache“ bzw. „Grassland“ wurden hierbei durch eine 1,6-fach höhere
mikrobielle Biomasse gekennzeichnet (569 ± 119 µg C/g).
Tab. 46
Beispiele für Untersuchungsergebnisse zur mikrobiellen Besiedlung und Aktivität von Kippsubstraten
Statusparameter
Aktivitätsparameter
Tiefenstufe cm
Mikrobielle
Biomasse
µg Cmik/g TS
Boden-
Atmung
µg CO 2 -C/g TS*h
Dehydrogenase-
Aktivität
µg TPF/g TS
Metabolischer
Quotient
mg CO 2 -C/g
Cmik*h
C K2SO4
µg C/g
TS
pH
Tiefengradient - Die mikrobielle Aktivität und Besiedlungsdichte ist oberflächennah am höchsten, sie sinkt mit
zunehmender Tiefe
Beispiel Ansaat B01 Mulchdecksaat
Oh* 1316 12,0 539,3 14,1 419 5,88
0 - 1 450 0,87 131,4 2,0 66 5,67
1 - 5 238 0,48 4,73 2,1 41 5,99
5 - 10 184 0,19 0,03 1,1 30 6,07
Beispiel Trockenrasen C09 Sandtrockenrasen
0 - 1 427 0,55 148,5 1,3 69 4,52
1 - 5 81 0,05 0,00 0,9 53 4,09
5 - 10 84 0,03 0,00 0,9 44 4,01
Beispiel Pionierwald F0111-15 Birkenvorwald
Oh* 2528 16,4 313,5 7,6 1187 5,78
0 - 1 822 1,17 103,5 1,5 391 5,57
1 - 5 290 0,38 7,5 1,3 111 5,60
5 - 10 182 0,20 0,0 1,2 83 5,50
140

Ergebnisse und Diskussion
Tiefenstufe cm Statusparameter Aktivitätsparameter
Substratunterschiede - die Quartären Sande und Kiese der Goitsche zeigen geringere Aktivitäten als die
Mischsubstrate des Geiseltales
Stand nach 5 Jahren Beispiel: Quartäre Sande u. Kiese C04 Mulchdecksaat
C K2SO4
µg C/g
TS
0 - 1 76 0,01 0,00 0,1 33 4,69
1 - 5 47 0,00 0,00 0,0 35 4,43
5 - 10 24 0,06 0,00 2,9 36 4,57
Beispiel: Tertiäre, kohlereiche Mischsubstrate B05 Mulchdecksaat
Oh* 2282 7,47 160,9 3,3 377 4,96
0 - 1 342 0,33 3,40 1,0 63 4,96
1 - 5 178 0,08 0,00 0,4 38 5,00
5 - 10 153 0,06 0,00 0,4 31 5,16
Stand nach 30 Jahren Beispiel: Quartäre Sande u. Kiese C09 Sandtrockenrasen
0 - 1 427 0,55 148,5 1,3 69 4,52
1 - 5 81 0,05 0,00 0,9 53 4,09
5 - 10 84 0,03 0,00 0,9 44 4,01
Beispiel: Tertiäre, kohlereiche Mischsubstrate B08 Birkenvorwald
Oh* 2721 11,3 225,1 3,4 740 5,64
0 - 1 397 0,65 216,8 1,7 112 5,68
1 - 5 192 0,38 36,9 2,0 92 5,23
5 - 10 199 0,49 17,4 2,0 84 5,18
*): organische Auflage mit mehr als 30 Masse-% organischer Feinsubstanz und Sproßresten
pH
10.000
-1
Auflage-Cmik Boden-Cmik C mik (µg C g )
1.000
100
Abb. 60
10
1
MS-B01 Mulchdecksaat 1992
MS-B05 Mulchdecksaat 1995
MS-B08 Birkenvorwald
GW-C04 Mulchdecksaat 1995
GW-C09 Sandtrockenrasen verbuschend
GW-C10 Mischwald
MK-E01 Calamagrostis
MK-E01 Pappelforst
MK-E02 Pappelforst, strauchreich
MK-E03 Pappelforst
KS-F01/1-5 Krautflur feucht
KS-F01/6-10 dichte Calamagrostis-Flur
KS-F01/11-15 Pionierwald, feucht
KS-F01/16-20 Pionierwald, trocken
KS-F02/1 Calamagrostis-Flur, krautreich
KS-F02/16 Jungwuchs, Birken 1970
KS-F02/21 Birkenvorwald
C mik -Gehalte in der Streuauflage und im Mineralboden (Mittelwert für 0 - 10 cm).
KS-F03/1 Birkenvorwald, tertiär
KS-F03/6 bewuchsfrei, tertiär
KS-F03/10 bewuchsfrei, Kieshügel
Ackerböden (Löß)
Ackerböden (Literaturrech.)
In den vorliegenden Untersuchungen wies die unbewachsene Fläche F0310 (vgl.: Tab. 22) die
niedrigsten C mik -Werte von 70 µg C/g auf.
Ein Zusammenhang zwischen dem organischen und mikrobiell gebundenen C bestand (r = 0,61,
P < 0,5) lediglich für die folgenden Untersuchungsvarianten: C04, C09, F01/16 - 20, F02/21 - 22, E03,
E01, B08, E02, E01, F03, F0201/1 - 5, F0216/1 - 5, F01/1 - 5. Diese Standorte wiesen für die Tiefe 0 -
1 cm einen C org -Gehalt von 6,4 % bis 9,6 % auf. In den Varianten mit höheren Kohlenstoffgehalten
bzw. Kohlegehalten bestand keine korrelative Beziehung zwischen diesen Parametern.
141

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tiefenprofile mikrobieller Parameter
Das Tiefenprofil mikrobieller Parameter eines Bodens stellt ein sicheres Zeichen für das
Voranschreiten und die Intensität des Bodenbildungsprozesses dar.
Unabhängig von der pedogenetischen Entwicklung ist für die untersuchten Standorte auf
Kippsubstraten eine Abnahme mikrobieller Bodenparameter beim Übergang von dem obersten
Zentimeter zu der darunter liegenden 1 - 5 cm Tiefe typisch. Die entsprechenden Tiefenprofile sind in
der Abb. 61 dargestellt (C mik für die Variante B01, C org (K 2 SO 4 ) für E02, CO 2 für E03 und DHA für
F0201/1 – 5). Während die mikrobielle Biomasse konform der Abnahme des C org (K 2 SO 4 )-Gehaltes
sich auf etwa 50 % des Wertes des obersten Zentimeter reduziert, ist bei der Bodenatmung und
insbesondere bei der DHA eine Reduzierung um 60 % bzw. 80 % festzustellen. Für den
metabolischen Quotienten qCO 2 für die Variante F0216/1 - 5 ist ein gegenläufiger Tiefengradient
charakteristisch, d.h. dass die spezifische Bodenatmung auch in ungestörten Böden eine
tiefenbezogene Zunahme aufweist. Diese Erhöhung der qCO 2 -Werte deutet auf eine Bodenmikroflora,
die dem Stress ausgesetzt ist. In solch einem Zustand wird nahezu die gesamte gewonnene Energie
für die Erhaltung der vorhandenen Biomasse und nicht für die Bildung (d.h. Vermehrung) verwendet
(INSAM et al. 1996). So ist der qCO 2 in der Tiefe 5 - 10 cm um 50 % höher als derjenige im obersten
Zentimeter und das bei einer Biomasse, die um 60 % geringer ist. Ähnliche Sachverhalte sind für
Standorte typisch, auf welchen die mikrobiellen Gemeinschaften unter Mangel an Nährstoffen (N, P,
K) und leicht verfügbaren C org -Quellen leiden und damit sich in einer ernährungsphysiologischen
Stresssituation befinden. Kippsubstrate, insbesondere tertiären Ursprungs, sind bekanntlich
nährstoffarme und dazu oft sehr saure Standorte. Das Letztere ist ein weiterer zusätzlicher Streßfaktor
für Bodenmikroflora.
Die mikrobielle Biomasse erreicht sowohl in 0 - 1 cm als auch in 1 - 5 cm Bodentiefe eine beachtliche
Höhe von rund 480 µg C mik g -1 bzw. 240 µg C mik g -1 . Der C mik -Variationsbereich für alle untersuchten
Standorte betrachtet, schließt die Werte zwischen 47 µg C mik g -1 TS und 1001 µg C mik g -1 ein. Der
Mittelwert für die Tiefe 0 - 10 cm beträgt hierbei 216 µg C mik g -1 . Werte gleicher Größenordnung
wurden ebenfalls in langjährigen Untersuchungen landwirtschaftlich genutzter Böden der
gewachsenen Landschaft (Tschernoseme in Bad Lauchstädt und Etzdorf, BAUM 1994) ermittelt. Die
Bestimmungen der C mik -Gehalte erfolgten hier allerdings in den Bodenproben, die aus der Tiefe
0 - 20 cm entnommen wurden.
0-1 cm
1-5 cm
5-10 cm
0-1 cm
1-5 cm
5-10 cm
0-1 cm
1-5 cm
5-10 cm
0 20 40 60 80 100 120 140 160 (%)
Mikrobielle Biomasse (µg C g )
C org ( µg K2SO 4 - C g )
Bodenatmung ( µg CO 2 - C g )
-1
-1
-1
0-1 cm
1-5 cm
5-10 cm
0-1 cm
1-5 cm
5-10 cm
DHA ( µg TPF g )
qCO 2(mg CO 2- C g Cmikh )
-1
-1 -1
Abb. 61
Tiefenprofile einzelner mikrobieller Parameter (Mittelwerte über alle untersuchten Flächen)
Mikrobielle Biomasse
Werden die C mik -Gehalte auf Bodenvolumen und Fläche kalkuliert so stellt sich heraus, dass auf rund
25 % aller Standorte sich eine mikrobielle Biomasse entwickelt hat, welche mit den C mik -Mengen unter
140 kg C ha -1 in 0 - 10 cm des Oberbodens als „sehr niedrig“ bzw. „niedrig“ bezeichnet werden kann
(Abb. 62).
142

Ergebnisse und Diskussion
Mikrobielle Biomasse (kg C ha -1)
0 100 200 300 400 500 600
MS-B01 Mulchdecksaat 1992
MS-B05 Mulchdecksaat 1995
MS-B08 Birkenvorwald
GW-C04 Mulchdecksaat 1995
GW-C09 Sandtrockenrasen verbuschend
GW-C10 Mischwald
MK-E01 Calamagrostis
MK-E01 Pappelforst
MK-E02 Pappelforst, strauchreich
MK-E03 Pappelforst
KS-F01/1-5 Krautflur feucht
KS-F01/6-10 dichte Calamagrostisflur
KS-F01/11-15 Pionierwald, feucht
KS-F01/16-20 Pionierwald, trocken
KS-F02/1 Calamgrostisflur, krautreich
KS-F02/16 Jungwuchs Birken
KS-F02/21 Birkenvorwald
KS-F03/1 Birkenvorwald, tertiär
KS-F03/6 bewuchsfrei, tertiär
KS-F03/10 bewuchsfrei, Kieshügel
sehr niedrig mäßig mittel
niedrig
Abb. 62
C mik -Menge (Mittelwerte und Standardabweichung) der untersuchten Standorte
Eine „mittlere“ Biomasse (> 280 kg ha -1 ) wurde für 35 % der Flächen kalkuliert. Insgesamt gesehen,
weisen 65 % der untersuchten Kippböden die niedrigeren C mik -Klassen „sehr niedrig, niedrig und
mäßig“ auf. Ackerböden wurden lediglich mit einem Anteil von 34 % registriert (MACHULLA 2000). Die
ackerbaulich genutzten Tschernoseme in Mitteldeutschland besitzen ohne Ausnahme eine C mik -
Menge, die als „mittel“ zu bewerten ist. Die mikrobielle Biomasse von Kippböden kann infolge
Rekultivierungsmaßnahmen und ackerbaulicher Nutzung beträchtlich erhöht werden, so dass
diesbezüglich die Qualität gewachsener Böden erreicht wird. Die Untersuchungen von EMMERLING
& WERMBTER (2001) weisen für lehmige Kippsubstrate in Abhängigkeit der Nutzungen Ackerbau,
Luzerneanbau und Brache folgende Variationsbereiche der C mik -Menge auf: 230 – 830 kg/ha, 530 -
920 kg/ha und 590 - 900 kg/ha. Diese Werte sind z.T. doppelt so hoch wie für die nicht rekultivierten
Standorte in Mitteldeutschland. Die forstlich rekultivierten Kippenflächen im Lausitzer Braunkohlerevier
wiesen mit dem höchsten C mik -Gehalt von 112 µg C/g (KOLK 1994) dagegen eine um etwa 50 %
niedrigere Biomasse als die bewaldeten bzw. sich im Vorwaldstadium befindenden
Untersuchungsflächen in Mitteldeutschland auf.
Die für Kippböden typische Substratheterogenität spiegelt sich in z.T. hohen Variationskoeffizienten
wider. Diesbezüglich weist die mikrobielle Biomasse einen Mittelwert von 41 % mit einem Minimum
von 16 % und einem Maximum von 68 % auf.
Aktivitätsparameter
Die Aktivitätsparameter variieren in sehr weiten Bereichen. Für die DHA erstreckt sich diese
Variationsbreite von 0,5 µg TPF g -1 bis 300 µg TPF g -1 und für die Bodenatmung von 0,1 µg CO 2 -C g -1
bis 2,0 µg CO 2 -C g -1 , wobei bis zu 70 % aller Werte sich auf die Bereiche mit sehr niedrigen
Aktivitäten beziehen. Lößböden dagegen weisen folgende Wertebereiche von 68 µg TPF g -1 bis
140 µg TPF g -1 für die DHA und von 0,6 CO 2 -C g -1 bis 1,5 CO 2 -C g -1 für die Bodenatmung auf. Die
Unterschiede in der Größenverteilung führen dazu, dass die auf 0 – 10 cm Tiefe bezogenen
Mittelwerte für Aktivitätsparameter in den jungen Böden im Vergleich zu den natürlichen Standorten
143

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
um rund 80 % bzw. 60 % niedriger lagen. Ein ähnlicher Sachverhalt wurde auch für den
metabolischen Quotienten festgestellt.
Beziehungen zwischen biotischen und abiotischen Bodenparametern
Im Untersuchungszeitraum bestand zwischen der mikrobiellen Biomasse und der zum erheblichen Teil
(67 % der Messungen) sauren Bodenreaktion keine Beziehung.
500
400
y = 0,39x - 45
r = 0,72***
DHA (µg TPF g -1 )
300
200
100
0
0 200 400 600 800 1000
Cmik(µg C g -1 )
Abb. 63
Beziehungen zwischen der mikrobiellen Biomasse und a) der Dehydrogenaseaktivität (DHA) sowie b) der
Bodenatmung. (*** P < 0,001)
Die C mik korrelierten signifikant sowohl mit der DHA als auch mit der CO 2 -Bildung (Abb. 63). Eine
positive, ebenfalls signifikante Korrelation wurde für die Beziehung C mik zu C org (K 2 SO 4 ) festgestellt
(Abb. 64 a). Diese Ergebnisse bestätigen die früheren Befunde aus den Jahren 1996 - 1998
(MACHULLA 2000). Nach DELUCA & KEENEY (1994) werden durch die K 2 SO 4 -Bodenextraktion vor
allem die löslichen Zucker extrahiert, welche in erster Linie als eine leicht verfügbare C-Quelle die
mikrobielle Biomasse in Böden steuern. Daher ist ein engeres C mik -C org (K 2 SO 4 )- im Vergleich zum
C mik -C org -Verhältniss zu erwarten. Auch das N-Angebot ist diesbezüglich als eine Steuergröße
anzusehen, da sich die Höhe des C mik in verkippten Substraten zu 58 % aus der Nt-Mengen (kg ha -1 )
erklären lässt (Abb. 64 b). Entgegen der Erwartung, korrelierte die C mik -Menge auch mit den C t -
Vorräten (Abb. 64 c). Der hierfür errechnete Korrelationskoeffizient ist zwar niedriger als derjenige für
die C mik - C org (K 2 SO 4 )-Beziehung, konnte jedoch statistisch abgesichert werden.
C org (µg K 2 SO 4 -C g -1 )
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
y = 0,28x + 9,09
r=0,81***
0 200 400 600 800 100
0
C mik (µg C g -1 )
Nt (kg Nha -1 )
8.000
7.000
6.000
5.000
4.000
3.000
2.000
1.000
0
y = 11,6x - 825
r=0,73***
0 100 200 300 400
C mik (kg C ha -1 )
Ct (kg ha-1)
200.000
y = 280x + 5464
r=0,58**
150.000
100.000
50.000
0
0 100 200 300 400
C mik (kg ha -1 )
Abb. 64
Beziehungen zwischen der mikrobiellen Biomasse/Menge und a) dem K 2 SO 4 -C, b) der N t -Menge sowie c) der
C t -Menge (kalkuliert für 0 - 10 cm) (* P < 0,05, ** P < 0,01, *** P < 0,001).
144

Ergebnisse und Diskussion
In Ermangelung pedogener C-Quellen greifen die Bodenmikroorganismen auch den geogenen
Kohlenstoff an (WASCHKIES & HÜTTL 1999, RUMPEL et al. 2001). Dies ist insbesondere für junge
Kippböden typisch Dieser Sachverhalt erklärt die verhältnismässig hohen C mik -Gehalte auf
unbewachsenen Flächen (z.B. KS-F0306). Auf den älteren Standorten (37 Jahre) werden lediglich
23 % des mikrobiellen Kohlenstoffs aus dem Kohlenstoff der Kohle gebildet.
Die bodenchemischen und –physikalischen Eigenschaften untersuchter Flächen unterscheiden sich
erheblich. Dies könnte eine Erklärung für die Abwesenheit einer Korrelation zwischen dem Alter der
Standorte und den C mik -Mengen sein. Lediglich für die Flächen in Holzweißig-West wurde eine lineare
Korrelation (C mik -Menge = 3,83RJahre + 19,66) mit einem hohen Bestimmtheitsmaß von 99,8 %
ermittelt. Die Untersuchungsflächen auf anderen untersuchten Standorten wiesen standortbezogen in
etwa das gleiche Alter auf. Jedoch haben sich in den gleichaltrigen Böden unterschiedliche Mengen
an C mik entwickelt. Die Ursache dafür könnte in der Beziehung zur Pflanzendecke und ihren die
Bodenmikroflora beeinflussenden Parametern wie die Biomasse, Wurzelbiomasse und Deckungsgrad
liegen. Obwohl diese Beziehung zur Vegetation erwartet wurde, konnte keine Korrelation zwischen
der C mik -Menge und dem Deckungsgrad für Kräuter und Gräser festgestellt werden.
Zeitgang der Bodenatmung
Die Unterschiede in der Ausprägung der Vegetationsdecke (Tab. 47) sowie der Bodenfeuchte (Abb.
60) spiegeln sich in den Aktivitätsparameter einer Bodenmikrobenzönose wider, wie die Abb. 65
demonstriert. In einem Zeitraum von acht Monaten wurde bei den Versuchsvarianten F12 - F15 eine
stete Differenzierung bezüglich der 14-tägig gemessenen Bodenatmung festgestellt. Die hierbei
ermittelten CO 2 -Bildung und O 2 -Verbrauch nehmen in der folgenden Variantenaufstellung zu:
F15/ Calamagrostis < F13/ Pionierwald (trocken) < F14/ Birkenjungwuchs < F12/ Pionierwald (feucht).
Der prozentuelle Anstieg in dieser Reihe lässt sich im Mittel aller Termine und für beide Parameter wie
folgt beschreiben: 100 : 153 : 191 : 221. Diese Angaben belegen, dass die Feuchtebedingungen am
Standort zusammen mit der Pflanzendecke einen erheblichen Einfluss auf die Bodenmikroflora und
ihre Leistungen ausüben.
Anfang April wurde bei den meissten Varianten die intensivste Bodenatmung im
Untersuchungszeitraum beobachtet. Nach einer Abnahme der Intensität im Sommer stiegen die
Atmungsparameter ab Ende September an und kennzeichnen damit eine erhöhte metabolische
Aktivität als Folge der Mineralisierung abgestorbener pflanzlicher Biomasse. Sowohl der O 2 -Verbrauch
als auch die CO 2 -Bildung korrelierten nicht mit der Bodenfeuchte zum jeweiligen Termin. Unsere
Beobachtungen befinden sich im Einklang mit Literaturangaben, welche über eine Zunahme der
mikrobiellen Biomasse in Ackerböden (DILLY 1994) und forstlich rekultivierten Böden im April (KOLK
1994) und ebenfalls in Ackerböden in Oktober (MÜLLER 1992; JOERGENSEN et al. 1994) berichten.
Der unterschiedliche Verlauf vom O 2 -Verbrauch und der CO 2 -Bildung im November könnte durch eine
mögliche Zunahme der Bodenpilze innerhalb des Mikrobenspektrums nach dem Absterben der
Wurzelsysteme herrühren. Solch eine Umstrukturierung der Mikrobenzönose wurde von
BLAGODATSKIJ & BLAGODATSKAJA (1996) in Waldböden beobachtet.
Tab. 47
Vegetationsbestand zum Jahresgang Bodenatmung
Gattung/Art F12 F13 F14 F15
Gräser 5 25 5 50
Kräuter 3 5 1 40
Moose/Flechten 0 1 30 30
Algen 0 0 0 0
Vegetationsfrei 0 0 0 0
Streu (Kräuter) 10 20 10 70
Streu (Laub) 100 95 50 0
Totholz 5 1 1 0
Gehölzjungwuchs (GJ) 70 10 0 1
Gehölze Strauchschicht (S) 5 10 80 0
Gehölze Baumschicht (B1) 100 75 0 0
145

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Gattung/Art F12 F13 F14 F15
Gehölzjungwuchs (GJ)
Sambucus nigra (Säml.) 40 0 0 0
Sambucus nigra 0,1 0,1 0 0
Sorbus aucuparia 0 0,1 0 0
Rubus caesius 60 0 0 0
Populus x canadensis 5 10 0 0
Betula pendula 0 0 0 1
Gehölze Strauchschicht (S)
Betula pendula 0 0 80 0
Populus tremula 5 0 0 0
Populus x canadensis 0 10 0 0
Gehölze Baumschicht (B1)
Betulla pendula 50 75 0 0
Salix sp. 50 0 0 0
Krautschicht
Achillea millefolium agg. 0,1 0 0 0
Agrostis gigantea 1 20 3 0
Calamagrostis epigejos 5 0,1 2 50
Carlina vulgaris 0 0 0,1 0,5
Centaurea stoebe 0 0 0 0,1
Cerastium holosteoides 0 0,1 0,1 0
Daucus carota 0 0 0,1 0,1
Erucastrum gallicum 0,1 0 0,1 0,1
Erucastrum gallicum 0 0,1 0,1 0
Galium aparine agg. 0,5 0 0 0
Geranium sp. 0,1 0 0 0
Hieracium sp. 0 0 0,1 0,5
Hypericum perforatum 0,1 0,1 0 1
Inula conyza 0 0,2 0 0,1
Linum austriacum 0 0 0 0,1
Oenothera biennis 0 0 0 1
Ononis repens 0 0 0 10
Picris hieracioides 0 5 0,1 0,1
Plantago lanceolata 0 0 0 0,1
Poa nemoralis 0 5 0 0
Rumex thyrsiflorus 0 0 0,1 10
Sanguisorba minor 0 1 0,1 0,5
Stellaria media agg. 0,1 0 0 0
Taraxacum officinale agg. 0 0,1 0 0
Urtica dioica 3 0 0 0
146

Ergebnisse und Diskussion
4
KS-F15 Calamagrostis
KS-F13 Pionierwald, trocken
KS-F14 Jungwuchs Birken
KS-F12 Pionierwald, feucht
3
2
CO 2 (µg CO 2 -C g h )
1
0
12.03.
03.04.
17.04.
02.05.
15.05.
28.05.
13.06.
28.06.
24.07.
08.08.
22.08.
O2-Verbrauch (mg O2 100g -1 )
26.09.
10.10.
23.10
14.11.
20
16
12
8
4
0
KS-F15 Calamagrostis
KS-F13 Pionierwald, trocken
KS-F14 Jungwuchs Birken
KS-F12 Pionierwald, feucht
12.03.
03.04.
17.04.
02.05.
15.05.
28.05.
13.06.
28.06.
24.07.
08.08.
22.08.
26.09.
10.10.
23.10
14.11.
Abb. 65 CO 2 - und O 2 -Dynamik auf den untersuchten Flächen in Kayna-Süd (2001)
Zusammenfassung
Die mikrobielle Biomasse, die CO 2 -Produktion und die DHA in untersuchten Kippböden weisen bereits
in den oberen 0 - 10 cm des Bodens einen ausgeprägten Tiefengradient auf (Tab. 46). Die absoluten
Werte dieser Parameter für die Bodentiefe 0 - 10 liegen größtenteils unter den Angaben für ungestörte
Böden. Lediglich einige Vorwald- und sowie Standorte, die eine dichte Bewuchsdecke bzw. gute
Wasserversorgung aufweisen, erreichen die Qualität der ungestörten Böden.
Mit zunehmendem Alter kann die mikrobielle Biomasse in den jungen Böden ansteigen. Dabei wird
nur auf 30 % der renaturierten und rekultivierten Flächen die mit natürlichen Böden vergleichbare C mik -
Menge (im regionalen Vergleich) erreicht. Eine Zunahme des mikrobiellen C ist weniger vom Alter der
Flächen, sondern von der Nährstoff- und C-Versorgung sowie der sich entwickelnden Vegetation
abhängig.
Die Menge an leichtlöslichen C-Verbindungen, Gesamt-N sowie ein hoher C t (kohlereiche Substrate)
beeinflussen die C mik -Menge positiv.
Wie anhand der Bodenatmung beispielhaft dargestellt wurde, unterliegen bodenmikrobielle Parameter
von Kippböden saisonalen Schwankungen. Ihre Dynamik ist derjenigen von Ackerböden ähnlich.
4.1.3.2.4 Collembolen- und Milbenuntersuchungen
(Oliver Rosche)
Die Collembolen gehören zu der individuenreichsten Gruppe der Bodenmesofauna (Bodentiere im
Größenspektrum von 0,2 - 2 mm). Sie gewinnen zusätzlich an ökologischer Relevanz auf Standorten,
auf denen infolge ungünstiger Bedingungen höher organisierte Tiergruppen teilweise fehlen. Letzteres
ist bei Tiergemeinschaften in relativ jungen Kippböden zu erwarten.
Die Probennahmen erfolgten im Tagebaurestloch Kayna-Süd einerseits auf einem ca. 200 m langen
Transekt und andererseits auf ausgesuchten Testflächen.
147

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Das Transekt erstreckte sich von der Mitte der Rasterfläche KS 18-11/34 (ca. 15 - 20 m vom Seeufer
entfernt) in östliche Richtung bis zur Mitte der Rasterfläche KS 18-13/34. Das Transekt bildete einen
Feuchtegradienten ab, der aus dem Anstieg der Höhe über NN von ca. 96 m am Uferbereich bis
106 m am Ende des Transektes resultierte. Das Ziel der Transektbeprobung bestand in der Erfassung
der für große Teile des Gebietes repräsentativen Collembolenfauna unter Berücksichtigung ihrer
Tiefenverteilung im Boden.
Die Testflächenuntersuchungen wurden auf 4 Teilflächen (je 2 m x 10 m) einer im Projekt als F1 (Ufer
bis Trockenbereich) bezeichneten Fläche durchgeführt:
1. Ufervegetation, lückiger Bestand (Moose/Flechten, Gräser, Kräuter) - KS-F0101 - 05
2. Calamagrostis-Flur - KS-F0106 - 10
3. Pionierwald, feucht - KS-F0111 - 15
4. Pionierwald, trocken - KS-F0116 - 20
Die Bodenverhältnisse der untersuchten Standorte sind nach Ergebnissen von Bohrungen im Raster
100 m x 100 m bzw. 25 m x 25 m kleinräumig sehr heterogen. Im Bereich des Transektes dominieren
Lockersyrosem-Regosole und Regosole aus carbonatfreien, kohlehaltigen, z.T. tonbrockigen,
kiesführenden, sandigen Kippsubstraten (Hauptbodenart: Sl3). Grundwasser oberhalb 1 m unter Flur
trat im Jahr 1999 nur am westlichen Ende des Transektes (Rasterfläche KS 18-11/34) auf.
Die Böden der Testflächen bestehen aus carbonatfreien, kohlehaltigen, z.T. tonbrockigen,
kiesführenden, sandigen bis lehmigen Kippsubstraten mit einem deutlichen Gradienten der Höhe des
Grundwasser-Flur-Abstandes. Wurde im Bereich von F0101 - 05 im Jahr 2000 ein Grundwasser-Flur-
Abstand von 35 cm gemessen (Bodensubtyp: Bleichgley), so betrug dieser bei den Flächen F0106-15
50 cm (Bodensubtyp: Gley-Regosol) und lag bei F0116 - 20 über 1 m (Bodensubtyp: Regosol).
Die Entnahme der Proben zur Erfassung der bodenbewohnenden Collembolen erfolgte zu insgesamt
vier Terminen im Zeitraum von 1999 bis 2001 (21.10.1999: Transektbeprobung, 20.04.2000:
Transektbeprobung, 27.09.2000: Testflächenbeprobung, 03.05.2001: Testflächenbeprobung). Da
Collembolen im Jahresverlauf eine ausgeprägte Populationsdynamik mit zu erwartenden Maxima der
Arten- und Individuendichte im Frühjahr und Herbst aufweisen, wurden die Probennahmen jeweils in
diesen Jahreszeiten durchgeführt.
Entlang des beschriebenen Transektes wurden im Oktober 1999 Proben jeweils im Abstand von
12 m – 15 m mit Hilfe eines Bodenstechzylinders (Innen-Ø = 57 mm) bis 20 cm Bodentiefe
entnommen. Die Bodensäulen wurden in Segmente von jeweils 5 cm Länge (Tiefenstufen) unterteilt,
um die Tiefenverteilung der Tiere im Boden erfassen zu können. Nach der Teilung der Bodensäulen
ergab sich eine Anzahl von 64 Einzelproben mit einem Volumen von jeweils annähernd 125 cm³.
Im April 2000 erfolgte die Probennahme in zwei Tiefenstufen (0 - 5 cm und 5 - 10 cm Bodentiefe), da
dieser Bereich nach ersten Auswertungen der Beprobung im Oktober 1999 die Hauptbesiedlungszone
der Collembolen des Untersuchungsgebietes bildete. Gleichzeitig wurde der Abstand der
Probenahmepunkte im Transekt bei gleichbleibender Anzahl der Einzelproben (64) auf ca. 7 m
verringert.
Die Probennahmen im September 2000 und Mai 2001 erfolgten auf den Testflächen ebenfalls in zwei
Tiefenstufen bis 10 cm Bodentiefe. Je Testfläche wurde die Probennahme achtfach wiederholt
(Volumen je Wiederholung und Tiefenstufe ca. 125 cm³).
Analysen
Die Extraktion der Tiere wurde in einer MACFADYEN-High-Gradient Apparatur (KOEHLER 1993)
durchgeführt. Hierbei wurden die Bodenproben im Verlaufe von 9 Tagen von 20°C auf 60°C erwärmt.
Im Anschluß erfolgte das Aussortieren der Collembolen aus den nunmehr in einer Fixierlösung
vorliegenden Probenextrakten. Die Collembolen wurden nach Anfertigung von mikroskopischen
Präparaten unter dem Durchlichtmikroskop bis zur Art bestimmt.
Methodenbedingt werden durch die Extraktion in einer MACFADYEN-High-Gradient Apparatur außer
den Collembolen auch andere Tiergruppen der Mesofauna erfasst. Von diesen sind insbesondere die
in Böden zahlenmäßig stark vertretenen Milben (Acari) von Bedeutung. Ihre Individuenzahlen wurden
bei den vorliegenden Untersuchungen zusätzlich aufgenommen, wobei unter dem Auflichtmikroskop
eine Trennung in die Gruppen: 1. Oribaten (Hornmilben), 2. Gamasinen (Raubmilben) und 3. übrige
148

Ergebnisse und Diskussion
Milben vorgenommen wurde. Die Ergebnisse dieser Aufnahmen können bei Bedarf angefordert
werden.
Folgende Parameter der Collembolen-Gemeinschaften wurden erfasst: Abundanz
(Gesamtindividuenzahl/m²); Artenspektrum und Individuenzahl/m² der einzelnen Arten; Artenidentität
(SØRENSEN-Quotient nach SCHÄFER & TISCHLER 1983), Diversitätsindex und
Individuendominanz.
Besiedlung durch Collembolen (Tagebau Kayna-Süd)
Hauptverbreitungsmechanismus bei Collembolen ist der passive Transport als „Luftplankton“. Unter
Berücksichtigung der Hauptwindrichtung im Untersuchungsgebiet (Nord-West) kann angenommen
werden, dass die Primärsukzession der Collembolen im Tagebau Kayna-Süd von den umgebenden
Ackerflächen erfolgt.
Hinsichtlich der Individuenzahlen der Collembolen wurden im untersuchten Gebiet ähnliche
Besiedlungsdichten ermittelt, wie sie auch bei Untersuchungen in Tagebauen der Lausitz und des
Leipziger Raumes angetroffen wurden. Insgesamt wurden bei den Untersuchungen 24
Collembolenarten erfasst (vgl. Abb. 66). Der überwiegende Teil der gegenwärtig dominanten und
subdominanten Collembolenarten zählt zu den Erstbesiedlern.
Die Ergebnisse der Untersuchungen machen die Abhängigkeit des weiteren Verlaufes der Sukzession
der Collembolenzönosen vom künftigen Anstieg des Wasserspiegels im Tagebau sowie vom weiteren
Verlauf der Vegetationsentwicklung deutlich.
Abb. 66
Individuen- und Artenzahl der erfassten Collembolen
Artenspektrum der Collembolen
Im Verlaufe der Untersuchungen wurden 3.850 Collembolen extrahiert und insgesamt 24
Collembolenarten aus 6 Familien erfasst (Tab. 48). Mit 22 Arten wurde der größte Teil des
Artenspektrums bereits bei den Transektbeprobungen erfasst. Bei den Untersuchungen der
Testflächen wurden zusätzlich die beiden Hypogastrura-Arten gefunden.
Tab. 48 Artenliste der Collembolen, Untersuchungsgebiet Tagebau Kayna-Süd, 1999 - 2001
Isotomidae
Folsomia candita. (Willem, 1902)
Folsomides parvulus Stach, 1947
Isotoma viridis Bourlet, Lubbock, 1862
Isotoma notabilis Schäffer, 1896
Isotomodes productus (Axelson, 1906)
Isotomurus palustris (Müller, 1776)
Proisotoma minuta (Tullberg, 1871)
Entomobryidae
Entomobrya marginata (Tullberg, 1871)
Entomobrya multifasciata (Tullberg, 1871)
Lepidocyrtus cyaneus Tullberg, 1871
Pseudosinella wahlgreni (Börner, 1907)
149

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Onychiuridae
Mesophorura gen. (Börner, 1901)
Metaphorura affinis (Börner, 1902)
Onychiurus spec.1
Onychiurus spec 2
Paratullbergia macdougalli (Bagnall, 1935)
Hypogastruridae
Hypogastrura manubrialis (Tullberg, 1869)
Hypogastrura succinea (Gisin, 1949)
Neanuridae
Anuria pygmaea (Börner, 1901)
Friesea mirabilis (Tullberg, 1871)
Pseudachorutes dubius Krausbauer, 1898
Pseudachorutes subcrassus Tullberg, 1871
Willemia spec.
Tomoceridae
Tomocerus vulgaris (Tullberg, 1871)
Tiefenverteilung der Collembolen im Boden
Die Verteilung der Collembolen in der Bodenschicht von 0 – 20 cm geht aus den Ergebnissen der
Transektbeprobung vom Oktober 1999 in Abb. 67 und Abb. 68 hervor.
In Abb. 67 zeigt sich, dass die Besiedlungsdichte mit zunehmender Bodentiefe geringer wurde. Zum
Zeitpunkt der Probennahme traten in den oberen 5 Profilzentimetern mehr Collembolen auf als
insgesamt in den darunter liegenden 15 Zentimetern. Gleichzeitig nahm die Artenzahl im Bodenprofil
von oben nach unten ab (Abb. 68). Die Ergebnisse der Transektbeprobung im Oktober 1999 führten
dazu, dass die weiteren Untersuchungen in der Bodenschicht 0 – 10 cm durchgeführt wurden, um
möglichst viele Individuen zu erfassen. Bei allen Untersuchungen zeigte sich, dass die Schicht von 0 –
5 cm Bodentiefe stets dichter besiedelt war, als die Schicht von 5 – 10 cm.
Individuen/m 2
10000
8000
6000
4000
2000
0
0-5 cm 5-10 cm 10-15 cm 15-20 cm
Bodentiefe
Abb. 67
Tiefenverteilung der Individuen der Collembolen in der Bodenschicht 0 – 20 cm Tiefe, Tagebau Kayna-Süd,
Transektbeprobung am 21.10.1999
Arte nzahl
20
15
10
5
0
0-5 cm 5-10 cm 10-15 cm 15-20 cm
Bodentiefe
Abb. 68
Tiefenverteilung der Collembolenarten in der Bodenschicht 0 – 20 cm Tiefe, Tagebau Kayna-Süd,
Transektbeprobung am 21.10.1999
150

Ergebnisse und Diskussion
Vergleich der Collembolenzönosen der Testflächen
Individuenzahl
Im Durchschnitt der Probennahmen wurden auf den Testflächen in der Bodenschicht 0 – 10 cm Tiefe
zwischen 10.000 und 16.000 Collembolen/m² ermittelt (siehe Abb. 69). Die geringste Individuendichte
wurde im Uferbereich (KS-F0101 - 05) festgestellt. Die Werte der übrigen Flächen differieren nur
geringfügig.
Individuen/m 2
20000
15000
10000
5000
0
F0101-05 F0106-10 F0111-15 F0116-20
Testfläche
Abb. 69
Individuenzahlen der Collembolenzönosen der Testflächen in der Bodenschicht 0 – 10 cm Tiefe, Tagebau
Kayna-Süd (Probenahmen der Jahre 2000 und 2001 zusammengefasst)
Artenzahl
Insgesamt wurden bei den Beprobungen der Testflächen 22 Arten nachgewiesen. Im Vergleich zum
Artenspektrum des Transektes fehlten hier die beiden Onychiurus-Arten, die im Transekt allerdings
jeweils nur als Einzelfunde vorkamen.
Die Artenzahlen der Collembolenzönosen der einzelnen Testflächen sind in Abb. 70
zusammengefasst verdeutlicht. Auf den Flächen KS-F0101 - 05, KS-F0106 - 10, , KS-F0116 - 20
wurden im Verlaufe der Untersuchungen jeweils 16 Arten nachgewiesen. Auf Testfläche KS-F0111 -
15 wurde mit 13 Arten eine geringfügig niedrigere Artenzahl festgestellt.
Artenidentität
Trotz der weitgehend übereinstimmenden Artenzahlen der Testflächen wiesen die Artenspektren z.T.
größere Unterschiede auf. Dies geht aus dem Vergleich der Artenidentität der Testflächen in Tab. 49
hervor. Bei der Betrachtung der Tabelle zeigt sich, dass die höchsten Werte der Artenidentität beim
paarweisen Vergleich der Testflächen KS-F0101 - 05, KS-F0106 - 10, KS-F0111 - 15, auftraten. Das
Artenspektrum von KS-F0116 - 20 unterschied sich dagegen am stärksten von den Artenspektren der
anderen Testflächen.
Artenzahl
20
15
10
5
0
F0101-05 F0106-10 F0111-15 F0116-20
Testfläche
Abb. 70
Artenzahlen der Collembolenzönosen der Testflächen in der Bodenschicht 0 – 10 cm Tiefe, Tagebau Kayna-
Süd (Probenahmen der Jahre 2000 und 2001 zusammengefasst)
151

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Von den Arten, die ausschließlich auf bestimmten Testflächen auftraten, sind insbesondere die
folgenden zu nennen: Pseudosinella wahlgreni (Uferbereich, KS-F0101 - 05); Isotomurus palustris;
Proisotoma minuta (beide Birkenvorwald trocken, KS-F0116 - 20). Die übrigen Unterschiede in den
Artenspektren basieren auf Arten, die im Verlaufe der Untersuchungen insgesamt in sehr niedriger
Individuendichte auftraten und deren Erfassung z.T. vom Zufall abhängt.
Tab. 49
Artenidentität (SØRENSEN-Quotient) beim paarweisen Vergleich der Collembolenzönosen der Testflächen
(Probenahmen der Jahre 2000 und 2001 zusammengefasst)
Vergleich der Testflächen
Artenidentität [%]
(geordnet nach abnehmendem Wert)
KS-F0101 - 05 KS-F0111 - 15 90
KS-F0101 - 05 KS-F0106 - 10 88
KS-F0106 - 10 KS-F0111 - 15 83
KS-F0111 - 15 KS-F0116 - 20 76
KS-F0106 - 10 KS-F0116 - 20 75
KS-F0101 - 05 KS-F0116 - 20 75
Individuendominanz
Bei der Betrachtung der Dominanz der Collembolenarten (Abb. 71) fällt auf, dass die Arten der
Gattung Mesophorura (M.gen) zusammen mit Isotoma notabilis (I.not) auf den Testflächen KS-F0101 -
05, KS-F0106 - 10, KS-F0111 - 15 jeweils den Hauptteil der Individuen stellten. Während im
Uferbereich (Testfläche KS-F0101 - 05) wie auch im trockenen Pionierwaldstadium (Testfläche KS-
F0116 - 20) Isotoma notabilis dominierte, trat in der Calamagrostis-Flur und im feuchten
Pionierwaldstadium (Testflächen KS-F0106 - 10, KS-F0111 - 15) die Gattung Mesophorura am
häufigsten auf.
Unterschiede zwischen den beiden letztgenannten Flächen zeigten sich lediglich in der Häufigkeit der
subdominaten Arten (nach ENGELMANN 1978, Arten mit relativer Häufigkeit zwischen 10 % bzw.
3,2 %). Auffallend hierbei war der höhere Anteil von Entomobrya multifasciata (E.mul) in der
Calamagrostis-Flur (Testfläche KS-F0106 - 10).
Als Besonderheit der Testfläche KS-F0101 - 05 ist das starke Auftreten von Hypogastrura manubrialis
(H.man) zu nennen, der in der Artenrangfolge hier an dritter Stelle hinter den oben erwähnten Arten
folgte. ZERLING (1990) fand bei Untersuchungen im Tagebau Espenhain (15 km südlich von Leipzig)
hohe Dominanzwerte von Hypogastrura manubrialis besonders in Pionierstadien der Sukzession auf
Kippenflächen.
Auf Testfläche KS-F0116 - 20 waren nach Isotoma notabilis die Arten Isotomurus palustris (I.pal) und
Proisotoma minuta (P.min) am häufigsten. Insbesondere letztgenannte Art ist nach DUNGER (1968)
ebenfalls eine Pionierart auf Tagebaukippen. Nach GREENSLADE & MAJER (1980) tritt sie auch auf
Bauxithalden in Australien als charakteristische Pionierart auf.
152

Ergebnisse und Diskussion
Legende:
Isotoma notabilis
Isotoma angelicana
Isotomurus palustris
Mesophorura
Hypogastrura manubrialis
Entomobrya multifasciata
Proisotoma minuta
Folsonides parvulus
Übrige
Abb. 71
Spektrum der dominanten Arten auf den untersuchten Standorten
Diversität
Die Diversitätsindices der Collembolenzönosen zu den Untersuchungsterminen sind in Abb. 72
enthalten. Aus dieser Abbildung geht hervor, dass die Testflächen KS-F0101 - 05, und KS-F0116 - 20
die jeweils höchsten Diversitätswerte aufwiesen, während der Wert von Testfläche KS-F0111 - 15 am
niedrigsten lag. Für die Höhe des Diversitätsindexes sind sowohl die Artenzahl als auch die Verteilung
der Individuen auf die Arten.
Dies bedeutet, dass bei gleicher Artenzahl der Flächen KS-F0101 - 05, KS-F0106 - 10 (vgl. Abb. 70)
der niedrigere Diversitätswert bei KS-F0106 - 10 durch eine geringere Gleichverteilung der Individuen
auf die Arten zustande kam. Letzteres ist aus Abb. 71 zu ersehen. Während auf Fläche KS-F0101 - 05
10 Arten eine Dominanz von = 1 % besaßen, waren es bei Fläche KS-F0106 - 10 lediglich 5 Arten.
Außerdem war bei Fläche KS-F0106 - 10 der Anteil eudominanter Arten (nach ENGELMANN 1978,
Arten mit relativer Häufigkeit > 32 %) erheblich höher, wodurch der Wert der Diversität zusätzlich
absinkt.
Eine noch stärkere Ungleichverteilung der Individuen auf die Arten geht aus Abb. 71 bei Fläche
KS-F0111 - 15 hervor. Im Zusammenhang damit und durch die vergleichsweise geringen Artenzahlen
(Abb. 70) lag die Diversität auf dieser Fläche durchschnittlich am niedrigsten.
Die höchsten Dominanzwerte wurden auf den Flächen KS-F0101 - 05 und KS-F0116 - 20 erreicht. Bei
gleich hohen Artenzahlen und einer ähnlichen Abstufung der Dominanzwerte der Arten lagen auch die
Werte der Dominanz beider Flächen annähernd gleich hoch.
153

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Diversität (H')
2,00
1,80
1,60
1,40
1,20
1,00
0,80
0,60
0,40
0,20
0,00
F0101-05 F0106-10 F0111-15 F0116-20
Testfläche
Abb. 72 Diversität (H’) der Collembolenzönosen derTestflächen, Tagebau Kayna-Süd (Probenahmen der Jahre 2000
und 2001 zusammengefasst
Schlussfolgerungen
Als Hauptverbreitungsmechanismus bei Collembolen gilt vor allem der passive Transport als
„Luftplankton“ und daneben die Verschleppung durch Tiere und Menschen (DUNGER 1991). Unter
Berücksichtigung der Hauptwindrichtung im Untersuchungsgebiet (Nord-West) kann angenommen
werden, dass die Primärsukzession der Collembolen im Tagebau Kayna-Süd von den umgebenden
Ackerflächen, bevorzugt aus südwestlicher Richtung erfolgte. Einen Hinweis dafür liefert auch die
Tatsache, dass auf Ackerflächen mit vergleichbaren Eigenschaften (Schwarzerde) bei Bad Lauchstädt
(in ca. 12 km Entfernung vom Tagebau Kayna-Süd) und bei Etzdorf (ca. 20 km entfernt) die Gattung
Mesophorura zusammen mit Isotoma notabilis ebenso wie im Untersuchungsgebiet den Hauptteil der
Individuen der Collembolenzönosen bildet (ROSCHE et al. 1995).
Hinsichtlich der Individuenzahlen der Collembolen wurden im untersuchten Gebiet ähnliche
Besiedlungsdichten ermittelt, wie sie auch bei Untersuchungen in Tagebauen der Lausitz (DUNGER
1991) und des Leipziger Raumes (ZERLING 1990) angetroffen wurden. Generell ist die
Individuendichte von Collembolen in Tagebauen im Verlaufe der Sukzession starken Schwankungen
unterlegen (DUNGER 1991).
Die im Tagebau Kayna-Süd vergleichsweise niedrigere Individuendichte auf der Fläche KS-F0101 - 05
ist wahrscheinlich auf die lückige bzw. z.T. fehlende Streuschicht zurückzuführen, die auf den übrigen
Testflächen mit einem Deckungsgrad bis nahezu 100 % auftrat. Auf die positive Wirkung der
Streuschicht auf die bodenbewohnenden Collembolenzönosen wird in diesem Zusammenhang u.a.
von DUNGER (1990) hingewiesen.
Generell wiesen die Artenspektren der untersuchten Testflächen ein hohes Maß an Übereinstimmung
auf. Erwartungsgemäß traten die größten Unterschiede zwischen den Flächen KS-F0101 - 05 und KS-
F0116 - 20 auf, die sich auch hinsichtlich des Feuchtegradienten und der Vegetation im Vergleich der
Testflächen am stärksten unterschieden. Da sowohl Bodenfeuchte als auch Vegetation Primärfaktoren
für die Entwicklung von Collembolenzönosen darstellen, wird der weitere Verlauf der Sukzession in
entscheidendem Maße vom künftigen Anstieg des Wasserspiegels im Tagebau sowie vom weiteren
Verlauf der Vegetationsentwicklung abhängen. Wechselwirkungen bestehen hierbei zur
Bodenentwicklung, die einerseits unter Mitwirkung von Bodentieren abläuft und andererseits
Rückwirkungen auf die Tiergemeinschaften ausübt.
Der überwiegende Teil der im Tagebau Kayna-Süd gegenwärtig dominanten und subdominanten
Collembolenarten zählt zu den sogenannten Erstbesiedlern oder Pionierarten (z.B. Hypogastrura
manubrialis, Proisotoma minuta). Jedoch zeigte das dominante Auftreten von Isotumurus palustris auf
Testfläche KS-F0116 - 20, dass zumindest im trockenen Pionierwald die Sukzession der Collembolen
aus dem Pionierstadium heraustritt und Übergänge zu Folgestadien vorhanden sind.
Die erhöhten Werte der Diversität auf den Testflächen KS-F0101 - 05 und KS-F0116 - 20 deuten an,
dass es sich bei beiden Flächen um vergleichsweise nischenreiche Biotope handelt, wohingegen die
Flächen KS-F0106 - 10, KS-F0111 - 15 eher zu einseitigeren Lebensräumen oder Standorten höherer
Trophie tendieren. Setzt man als künftige Entwicklungsrichtungen einerseits den Anstieg des
Wasserspiegels im Tagebau und andererseits die Entwicklung der Vegetation zu Waldstadien voraus,
so wird dies die Sukzession der Collembolen und anderer Bodentiergruppen günstig beeinflussen.
154

Ergebnisse und Diskussion
Zusammenfassung
In den Jahren von 1999 bis 2001 wurden im Tagebau Kayna-Süd im Auftrag des Institutes für
Bodenkunde und Pflanzenernährung der Landwirtschaftlichen Fakultät der Martin-Luther-Universität
Halle-Wittenberg durch das Büro für Boden- und Umweltanalysen, Halle, bodenzoologiche
Untersuchungen durchgeführt.
Die Aufgabe bestand darin, anhand von Untersuchungen ausgewählter Abschnitte innerhalb des
Tagebaues Kayna-Süd einen Überblick über den Stand der Sukzessionen der bodenbewohnenden
Collembolen zu gegeben. Die Probennahmen wurden einerseits auf einem ca. 200 m langen Transekt
und andererseits auf vier gemeinsam mit dem Auftraggeber festgelegten Testflächen durchgeführt.
Die Auswertung der Collembolenfänge erfolgte auf Artenbasis.
Insgesamt wurden bei den Untersuchungen 24 Collembolenarten erfasst. Mit Hilfe ökologischer
Parameter (Individuenabundanz, Artenzahl, Artenidentität, Dominanz, Diversität) wird ein Überblick
über die Tiefenverteilung der Collembolen im Boden sowie die Zustände der Collembolenzönosen auf
Flächen mit unterschiedlichen Vegetationsstadien gegeben.Die Ergebnisse der Untersuchungen
machen die Abhängigkeit des weiteren Verlaufes der Sukzession der Collembolenzönosen vom
künftigen Anstieg des Wasserspiegels im Tagebau sowie vom weiteren Verlauf der
Vegetationsentwicklung deutlich.
4.1.3.2.5 Lumbricidenuntersuchungen
(Matthias Stolle & Sabine Tischer)
Die sukzessive Bodenentwicklung hängt wesentlich vom Ein- und Umbau organischer Substanz in
den Mineralboden ab. Diesbezüglich sind die Lumbriciden die effektivste Gruppe der
Bodenmakrofauna. Sie bilden neben den Collembolen den zweiten Schwerpunkt der Untersuchungen.
Die Tiere wurden in vierfacher Wiederholung je Standort auf einer Fläche von 0,125 m² mit 0,6 %iger
Formalinlösung ausgetrieben und abgesammelt. Streubewohnende Arten wurden zuvor ausgelesen.
Ermittelt wurden folgende Parameter: Gattung/Art, Anzahl/m², Biomasse mit/ohne juvenile [g/m²],
Individuengewicht mit/ohne juvenile [g], % adulte Tiere der Gesamtpopulation (Fangtermine:
Frühjahr/Herbst 2000 und Frühjahr 2001). Insgesamt wurden 27 Flächen der Tagebaugebiete
Goitsche und Geiseltal bearbeitet (vgl. Tab. 22)
Besiedlung durch Lumbriciden
Im Untersuchungsgebiet wurden insgesamt 11 Arten nachgewiesen, deren Vorkommen wesentlich
von den Faktoren Umlandanbindung (potenzielle Einwanderungsmöglichkeiten) Alter, Substrat und
Bewuchs des Standortes bestimmt war. Die höchsten Artenzahlen und die höchsten Biomassen
wurden auf Vorwaldstandorten mittleren Alters (30 - 60 Jahre) festgestellt (Tab. 50).
Am häufigsten waren Arten mit einer hohen Toleranz bezüglich der Lebensbedingungen
(Aporrectodea caliginosa, Lumbricus rubellus). Die Effektivität der Tiere bei der Einarbeitung
organischen Materials in den Boden wird wesentlich von der Abbaubarkeit der anfallenden
Pflanzensubstanz bestimmt. Pflanzenbestände, die artenreiches Material mit einem engen C/N-
Verhältnis liefern sind dabei am günstigsten zu bewerten.
Tab. 50
Lumbricidenvorkommen der Tagebaubereiche Goitsche und Geiseltal
Krautfluren einschl. Trockenrasen
Vorwälder/Wälder
Ansaaten
nat. Sukz.
F011 E 05-
Standort C05 C08 C04 B01 C09 F07 B08 C10 C11 E1-3
1 08
Alter (Jahre) 5 5 6 9 > 30 ca. 25 36 > 100 ca.20 > 30 ca.25 60
Aporrectodea caliginosa x x x x x x x
Aporrectodea longa x x x
Aporrectodea rosea x x x
Octolasium cyaneum x x
Octolasium lacteum x x
Dendrobaena octaedra x x x x
Dendrodrilus rubidus
x
155

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Krautfluren einschl. Trockenrasen
Ansaaten
nat. Sukz.
Vorwälder/Wälder
Lumbricus castaneus x x x
Lumbricus rubellus x x x x x x x
Lumbricus terrestris x x x x x
Alolobophora chlorotica
x
Artenzahl 3 1 3 1 5 5 5 2 5 2 0 7
mittlere Biomasse g/m² 1,55 0,96 5,7 5,65 5,78 26,3 12,6 3,41 12,4 0,57 0 14,9
grau hinterlegt vorwiegend Mineralbodenbewohner, schwarz hinterlegt vorwiegend Tiefgräber, ohne Markierung vorwiegend
Streubewohner
Spezifisches Vorkommen einzelner Arten
Lumbricus terrestris war stets auf älteren Standorten (> 20 - 30 Jahre) oder im unmittelbaren
Tagebaurandbereich (0 – 10 m) nachzuweisen. Eine wesentliche Ursache dürfte die anezische
Lebensweise (Tab. 51) und die geringe aktive Verbreitungstendenz (Tab. 52, Tab. 53) der Tiere sein.
Da die Art das niedrigste Temperaturoptimum hat (ca. 10°C) bleibt ihr Vorkommen auf gut beschattete
Böden (Waldstandorte und hochwüchsige Gras-Kraut-Fluren) beschränkt.
Tab. 51
Ökologische Gruppen von Regenwürmern im Untersuchungsgebiet (unter Verwendung von Angaben nach
DUNGER 1983 und SCHÖPKE 1999)
Lebensraum
Lebensform
Streuform
(epigäisch)
Streu-Humusauflage,
Rindenphloem, Mist
Mineralbodenform
(endogäisch)
Mineralboden bis 30 cm, vor
allem im intensiv
durchwurzelten Bereich
Lebensdauer kurz mittel lang
Lichtempfindlichkeit gering hoch mittel
Säuretoleranz hoch gering mittel
Vermehrung kurz mittel lang
Nahrungsaufnahme an Oberfläche Streuteile im Boden, Mineralboden
organische Teilchen
Nahrung kleine vorzersetzte Streu organische Feinsubstanz
des Mineralbodens
Tiefgräber
(anözisch)
gesamtes Bodenprofil 3 - 6 m
an Oberfläche, große
Streuteile
vorzersetzte Streu
Röhrenart keine oder temporäre temporäre dauerhafte Wohnröhre
Beweglichkeit
hoch
Pionierarten
gering
mäßig bis hoch
spätsukzessionale Arten
überwiegende Verbreitung passiv, Wind, Wasser aktiv, horizontal aktiv, überwiegend vertikal
Entfernung/Zeiteinheit weit mittel kurz
typische Arten
weniger typische
Arten (Übergang zu)
Lumbricidus castaneus,
Dendrodrillus rubidus,
Dendrobaena octaedra
Lumbricidus rubellus (anöz.)
Aporrectodea rosea #,
Oktolasium lacetum,
Oktolasium cyaneum
Aporrectodea calinginosa
(epig.)
Aporrectodea chlorotica #
(epig.)
Lumbricidus terrestris
Aporrectodea longa #
(endog.)
Epigäische Arten wie Dendrodrillus rubidus, Dendrobaena octaedra mit endogäischer Lebensweise,
Lumbricus rubellus als Übergangsform zählen zu den Pionierarten. Die aktiven (die Beweglichkeit der
Tiere ist nach SCHÖPKE (1999) vergleichsweise hoch) und passiven Ausbreitungsmöglichkeiten (die
Kokons der kleinwüchsigen Arten können leicht verweht oder verspült werden, die Vermehrungsraten
sind höher als bei anderen Arten) ermöglichen die Überbrückung größer Entfernungen. Diese Arten
sind zudem typisch für schwer abbaubare Streu oder Streuinhaltsstoffe, wie z.B.: Eichen- und
Pappellaub sowie Nadelstreu (DUNGER 1999).
Oktolasium cyaneum, O. lacteum sowie Aporrectodea rosea werden als Arten mit hohem pH-
Anspruch beschrieben (EHRMANN 1996). Im Untersuchungsgebiet blieben die Vorkommen dieser
Arten daher auf Löß und Geschiebelehmsubstrate beschränkt.
156

Ergebnisse und Diskussion
Tab. 52
Jährliche Ausbreitung von Regenwurmpopulationen in neu angelegten holländischen Poldern (EHRMANN
1996)
HOOGERKAMP et. al.
(1983)
MARINISSEN & VAN DEN
BOSCH (1992)
STEIN et. al. (1992)
Nutzung Grünland vorwiegend Acker Grünland
Zeitraum (Jahre) 8 35 12
jährliche Ausbreitung in m
Lumbricidus rubellus - 6 7 - 10
Lumbricidus terrestris 5 - -
Aporrectodea longa - - 7 - 10
Aporrectodea caliginosa 9 5 10 - 14
Tab. 53 Geschwindigkeit der Regenwürmer an der Bodenoberfläche (EHRMANN 1996)
Regenwurmart
Oberfläche
Temperatur (°C)
Bodenoberfläche
Geschwindigkeit
(cm/min) *
Geschwindigkeit
(m/h) **
Lumbricidus rubellus verschlämmter Acker 11,4 19 11
Lumbricidus terrestris Asphalt ca. 10 40 24
Aporrectodea longa Asphalt 6,8 29 17
Eisenia foetida Asphalt ca. 10 19 11
* Durchschnitt mehrerer Individuen über einige Minuten, ** hochgerechnet
Sandig/kiesige Substrate wurden im Untersuchungsgebiet bevorzugt von Aporrectodea caliginosa
besiedelt. Die Art gilt, ähnlich wie Lumbricus rubellus, als robust und anpassungsfähig. Ihr
Vorkommen in frühen Phasen der Lumbricidensukzession wird auch von DUNGER & WANNER
(1999) bestätigt. Anspruchsvolle Arten konnten nur sporadisch nachgewiesen werden. So wurde
Aporrectodea chlorotica nach 40 Jahren lediglich ca. 80 m entfernt vom Auswanderungsgebiet
nachgewiesen, während der überwiegende Teil der Lumbriciden ca. 300 m zurücklegte.
Anhand der Besiedlung der Halde Klobikau bzw. des Tagebaurestlochs Holzweißig-West werden im
Folgenden spezielle Ergebnisse vorgestellt:
Besiedlung der Halde Klobikau
Artenspektrum und ökologische Gruppen
Die Besiedlung der Halde Klobikau durch Lumbriciden während der letzten 40 Jahre (nach Abschluss
der Aufhaldung und anschließender Aufforstung) wurde anhand eines Transektes vom nordöstlich
angrenzenden Umland, über die zentralen Teile der Halde bis zum Tagebaurand untersucht (Abb. 73).
Abb. 73
Lage des Untersuchungstransektes anhand eines Höhenmodells der Halde Klobikau
157

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Das Artenspektrum an den einzelnen Fangplätzen spiegelt dabei sowohl die artspezifischen
Verbreitungsmechanismen (Tab. 51) als auch die Ansprüche einzelner Arten hinsichtlich der
Bodenentwicklung wieder. A. chlorotica, der als Indikator für eine fortgeschrittene Bodenentwicklung
gilt, findet sich nur an den N-angereicherten Standorten, die sich in unmittelbarer Umlandnähe
befinden (Abb. 74).
25
20
E 04 E 06 E 07
6 Arten 5 Arten 3 Arten
E 08
3 Arten
E 01 E 02 E 03
2 Arten 2 Arten 2 Arten
15
10
5
0
200
150
0
Umlandentfernung in m
200 400 600
800
Lumbricidus castaneus
Dendrobaena octaedra
Lumbricidus rubellus
Allobophora chlorotica
Aporrectodea rosea
Aporrectodea caliginosa
Oktolasium lacteum
Lumbricidus terrestris
Abb. 74
Diversität und Biomasse der einzelner Lumbriciden-Arten in g/m² auf verschiedenen Standorten der Halde
Klobikau – Frühjahr 2001
Tiefgräber (z.B.: Lumbricidus terrestris) sind bisher bis Standort E08 (Abstand zum Umland ca. 300 m)
vorgedrungen (Abb. 75). Sie bestätigen Literaturangaben über Wanderbewegungen von
Lumbricidenpopulationen, die von durchschnittlich 10 m/Jahr ausgehen (Tab. 52, Tab. 53)
E04
g/m²
25
20
E06
E07
E08
15
10
E01 E02 E03
5
200
m NN
150
Umlandentfernung in m
0
200 400 600
800
Abb. 75
Gesamtbiomasse in g/m² einzelner ökologischer Lebensformen auf verschiedenen Standorten der Halde
Klobikau – Frühjahr 2001
158

Ergebnisse und Diskussion
Auf den entferntesten Standorten vom Tagebaurand (zwischen 700 m und 800 m) werden nur
Streubewohner (z.B.: Dendrobaena octaedra) sowie einzelne Exemplare von Aporrectodea caliginosa
(Mineralbodenwohner) nachgewiesen.
Vegetationsstruktur und Nährstoffversorgung
Am Beispiel der Besiedlung der Halde Klobikau werden zudem Zusammenhänge zwischen
Vegetationsstruktur, Nährstoffversorgung im Boden und der Lumbricidenbiomasse deutlich. Während
die Produktivität der Pflanzenbestände auf allen Fangplätzen in ähnlichen Größenordnungen liegen
sind deutliche Unterschiede in den Boden-N-Vorräten (Abb. 76), der Mächtigkeit der Streuauflage
(Abb. 77) und der Lumbricidenbiomasse zu konstatieren.
g/m²
50
40
30
20
10
0
Abb. 76
E4 E6 E7 E8 E1 E2 E3
Deckungsgrad Pflanzen mit N-Zahl 7-9 nach Ellenberg
100% 98% 92% 99% 21% 34% 23%
kg N/ha
5.000
4.000
3.000
2.000
1.000
0
Lumbricidenbiomasse in g/m²
N-Vorrat (1-10 cm) in kg/ha
Lumbricidenbiomasse in g/m² und N-Vorrat (0 - 10 cm) in kg/ha im Boden auf unterschiedlichen Standorten
der Halde Klobikau – Frühjahr 2001)
50
40
30
20
10
0
Abb. 77
g/m²
E4 E6 E7 E8 E1 E2 E3
Deckungsgrad Pflanzen mit N-Zahl 7-9 nach Ellenberg in %
100 % 98 % 92 % 99 % 21 % 34 % 23 %
kg/ha
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
Lumbricidenbiomasse in g/m²
Streu in kg/ha
Lumbricidenbiomasse in g/m² und Streuvorrat in kg/ha auf unterschiedlichen Standorten der Halde Klobikau
im Frühjahr 2001
Eine wesentliche Ursache dürfte in der unterschiedlichen Effektivität der Einarbeitung der Streu durch
Bioturbation auf den einzelnen Standorten begründet liegen. Effektiv einarbeitende Arten haben nach
40 Jahren erst das Zentrum des Haldenkörpers erreicht und können die Streu auf entfernt liegenden
Standorten nicht einarbeiten. Demzufolge weisen diese eine erhöhte Streumächtigkeit und geringere
Boden-N-Gehalte auf.
Prognose
Die gegenüber dem Südteil hohe Lumbricidenaktivität im Nordteil der Halde Klobikau hat eine
intensive Einarbeitung der Streu in den Boden zur Folge. Die daraus resultierenden autoeutrophen
Prozesse führen zu einer höheren Nährstoffverfügbarkeit, die unter den gegebenen kleinklimatischen
Bedingungen die Ansiedlung anspruchsvoller Laubwaldarten begünstigen. Prognostiziert wird die
Entwicklung feucht-kühler Ahorn- und Eschenwälder.
159

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Im Südteil verhindert die hohe Akkumulation von Rohhumus an der Bodenoberfläche und die fehlende
Einarbeitung eine rasche Nährstoffanreicherung im Boden. Oligotrophe Bedingungen werden auch
längerfristig erhalten bleiben. Prognostiziert wird die Entwicklung sommertrockener, eichendominierter
Laubwaldtypen.
Besiedlung des Restloches Holzweißig-West
Die Versuchsstandorte zur Erfassung der Lumbriciden befinden sich im Tagebaubereich Goitsche
Holzweißig-West (GW) entlang der Nordböschung des Restlochsees (zukünftiger Neuhäuser See).
Neben Resten ehemaliger Wälder (C10) wurden verschieden alte Böschungsbereiche (C04, C05,
C08, C09) beprobt. Dabei traten in Abhängigkeit vom Alter und der Vegetationsstruktur des
Standortes vor allem Veränderungen in der Dominanzverteilung einzelner ökologischer Gruppen auf.
Deutliche Abundanzgradienten ergeben sich auf Standorten mittleren Alters (bis 40 Jahre) in
Abhängigkeit von der Umlandentfernung. Ausgangssubstrat für alle Standorte sind mäßig saure,
nährstoffarme, kohlefreie, kiesige Quartärsande. Im Folgenden werden die einzelnen
Untersuchungsstandorte näher beschrieben:
Beschreibung der Standorte
Standort C04: Wildpflanzenansaat mit Mulchabdeckung
Der Standort C04 ist eine Quartärböschung der Altersklasse 1, auf die eine Wildpflanzenansaat (50
Arten) mit Mulchabdeckung (Wiesenheu) gebracht wurde. Bereits drei Jahre nach der Ansaat ist auf
dem ungedüngten Standort eine Flächendeckung der Vegetation von 100 % erreicht. 25 Arten/m²
wurden nachgewiesen. Die konventionellen Ansaaten erreichen mit Düngung im gleichen Zeitraum
50 % Deckung und 3 Arten/m². Hier traten während der ersten beiden Vegetationsperioden
Erosionserscheinungen auf, die aufwändig nachgearbeitet werden mussten. Die Mulchdecksaat ist
dagegen bis zum Erreichen einer geschlossenen Pflanzendecke durch die Wiesenheuauflage
ausreichend gegen Erosion geschützt. Bereits nach der ersten Vegetationsperiode und verstärkt in
der zweiten und dritten treten Pioniergehölze in hoher Dichte auf, die bis zur fünften
Vegetationsperiode eine Gesamtdeckung von ca. 30 % erreichen. Die Vegetationsstruktur der Fläche
C04 ähnelt nach 5 Jahren bezüglich ihrer Bedeutung als Nahrungsgrundlage und Lebensraum für die
Lumbriciden der Fläche C09 (Sarothamnus) nach 40 Jahren.
Standorte C05 und C08: RSM-Ansaat
Beide Standorte sind Quartärböschungen der Altersklasse 1 (KAGMLg), auf denen sich bereits in der
ersten Vegetationsperiode Schwingelarten der ovina-Gruppe und Rotschwingel durchgesetzt haben.
Die bessere Nährstoffsituation durch eine Rindenkompostanwendung auf C08 führte zu
geschlossenen Schwingelbeständen, die das Aufkommen weiterer Arten nahezu vollständig
verhindern. Der Standort C05 ist durch Erosionserscheinungen und trockenheitsbedingte
Pflanzenausfälle nach der dritten Vegetationsperiode zunehmend lückiger geworden, so das einzelne
Pioniergehölze aufkommen können.
Standort C09 (Sandtrockenrasen und Gras-Kraut-Flur mit beginnender Gehölzsukzession)
Standort C09 ist ein älterer Böschungsabschnitt (Altersklasse 3) der im wasserseitigen unteren Drittel
nochmals überformt wurde (Altersklasse 1). Auf dem unmeliorierten Quartärsand konnten sich
kryptogamenreiche Sandtrockenrasen mit wenigen Kiefern und Birken entwickeln. Lokal treten bei
besserer Wasserversorgung Calamagrostis-Fluren auf. Nach 1995 setzte zuerst allmähliche, später
rasch fortschreitende Verbuschung durch Besen-Ginster ein. Durch aufsteigendes Grundwasser
bedingt, setzte dieser Prozess im wasserseitigen Drittel bereits zwei Jahre nach der Endausformung
der Böschung ein. Vom Umland beginnend wurden folgende Biotoptypen beprobt: KKPTDn, HGHTG,
MMSPKyl, KKPTD, KKCTD, MMSPKl.
Mischwaldbestand (über 100 Jahre alt)
Der Standort C10 ist Rest des naturnahen Laub- und Mischwaldgebietes zwischen Bitterfeld und
Delitzsch, das den Bereich des ehemaligen Tagebaues Holzweißig-West bedeckte. Hauptbaumarten
sind Gemeine Esche, Stiel-Eiche und Wald-Kiefer, die auf Quartärsanden und -kiesen stocken. Unter
mesotrophen, frischen bis trockenen Bedingungen ist eine artenreiche Krautflur entwickelt.
160

Ergebnisse und Diskussion
Entfernung vom Umland
Während die Lumbricidenbiomassen auf den verschiedenen Umlandsubstraten (Löß: Klobikau,
kiesiger Sand: Goitsche) in den gleichen Größenordnungen liegen, sind deutliche Unterschiede in der
Besiedlungsgeschwindigkeit und -intensität auf den angrenzenden Kippsubstraten erkennbar. Die
Sande der Goitsche werden deutlich langsamer und auf einem niedrigeren Niveau besiedelt (Abb. 78)
als die bindigen Substrate des Geiseltales. Die Höhe der Lumbricidenbiomasse korreliert wiederum
deutlich mit der N-Präferenz der Pflanzenarten.
g/m²
40
100 %
30
20
10
6 %
1 % 50 % 0% 49 %
0
0 10 27 44 65 100
Umlandentfernung in m
Abb. 78
Lumbricidenbiomasse in g/m² und Deckungsgrad von Pflanzen mit N-Zeigerwerten von 7 - 9 nach
ELLENBERG 1979 in % - Sandtrockenrasen C09 – Goitsche - Holzweißig-West
Mit dem Fortschreiten der Besiedlung verschieben sich ebenfalls die Dominanzverhältnisse der
ökologischen Gruppen untereinander. Während L. rubellus in einer Entfernung ca. 200 m vom
Tagebaurand dominiert, gilt dies für die Mineralbodenbewohner im Bereich bis 100 m (Abb. 79).
Neben der Entfernung zum Umland wird die Besiedlung entscheidend von der Struktur und Qualität
des Nahrungsangebotes also der pflanzlichen Streu geprägt. Wie die Ausgangssituation bei der
Primärbesiedlung durch Pflanzen und der weitere Verlauf der pflanzlichen Sukzession mit der Aktivität
der Lumbriciden verknüpft ist, wird im Folgenden Abschnitt dargestellt.
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Umland 10 m 44 m 65 m 100 m
Streubewohner
Mineralbodenbewohner
Tiefgräber
Abb. 79
Dominanzen einzelner ökologischer Lebensformen von Lumbriciden in % auf einer Böschung (C09) in
verschiedenen Abständen zum Umland – Goitsche - Holzweißig-West
161

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Einfluss der Vegetationsstruktur
Mit der Sukzession der Pflanzengesellschaften auf einem Rohbodenstandort ändert sich die
wichtigste Nahrungsquelle für die Regenwürmer in Qualität und Quantität. Gleichzeitig werden durch
die Tätigkeit der Tiere die Wachstumsbedingungen für die Pflanzen verbessert. Ähnliche abiotische
Bedingungen (Ausgangssubstrat, Klima, Umlandanbindung) vorausgesetzt, ändern sich
Artenspektrum, Individuenzahl und Biomasse der Populationen in standorttypischer Weise.
Humusfreie Rohböden werden zunächst von streufressenden endogäischen Arten besiedelt. Mit der
Zunahme absterbender Wurzeln im Boden können sich Mineralbodenformen entwickeln. Tiefgräber
treten erst nach mehreren Jahrzehnten auf. Zu ähnlichen Ergebnissen kommt DUNGER (1969) bei
Untersuchungen aufgeforsteter Kippenstandorte im Südraum Leipzig.
Im Gegensatz zu den eigenen Untersuchungen, nach denen Lumbricus rubellus auf manchen
Standorten zu den Erstbesiedlern zählt, tritt die Art dort erst nach 10 Jahren auf.
Mit abnehmender kleinräumiger Diversität der Pflanzenbestände später Sukzessionsstadien (Wälder
älter als 100 Jahre) verringert sich vor allem die Zahl der nachgewiesenen Arten, da relativ kleine
Flächen mit den üblichen Fangmethoden erfasst werden. Dies gilt vor allem für Standorte bei denen
Rohhumusformen gegenüber Mullformen vorherrschen (Mischwald C10).
Die Umsatzleistung der Lumbriciden und damit ihr Effekt für die Bodenbildung hängt wesentlich von
der Qualität der Streu als Nahrungsgrundlage ab. Am Beispiel der Besiedlung der Standorte C04, C05
und C08 (Abb. 80) konnte gezeigt werden, das Lumbriciden artenreiche Pflanzenbestände einseitigen
Nahrungsquellen vorziehen.
kg/ha
1500
1000
500
g/m²
10
8
6
4
2
0
Deckung
C08 - RSM + Mulch
12 Arten
Gräser: 95 %
Kräuter: 1 %
C05 - RSM
6 Arten
Gräser: 50 %
Kräuter: < 1 %
C04 - Wildpflanzen
26 Arten
Gräser: 90 %
Kräuter: 30 %
0
L.-Biomasse in g/m²
Gehölzbiomasse in kg/ha
Abb. 80
Lumbriciden- und Gehölz-Biomasse sowie Anzahl der Pflanzen-Arten für unterschiedliche begrünte
Standorte – Goitsche - Holzweißig-West
Mit zunehmender Gehölzentwicklung im Verlauf der Sukzession nimmt der Anteil von Laub am
Nahrungsspektrum zu. Da Lumbriciden nur vorzersetzte organische Substanz aufnehmen können,
hängt von der mikrobiellen Abbaubarkeit des Laubes sein Wert als Nahrungsquelle für die
Lumbriciden ab. Eigene Versuche zur Abbaubarkeit von Gerüstsubstanzen (Zellulose) dokumentieren
große Unterschiede zwischen einzelnen Laubarten (Abb. 81).
Werden schwer und leichtabbaubare Arten gemischt, verbessern sich die Abbauraten jedoch
erheblich. In einem Mikrokosmosversuch konnten TOPP & KAUTZ (1999) zeigen, dass Eichen-
Erlenlaubgemische weitaus effektiver abbaubar waren als reine Eichenstreu. Daneben verhindern
offenbar bestimmte Pflanzeninhaltsstoffe die Aufnahme der Streu durch manche Lumbricidenarten. So
konnten größere Unterschiede im Lumbricidenbesatz eines Pappelbestandes und den unmittelbar
benachbarten Robinienforsten und dem umgebenden Umland festgestellt werden. Hieraus folgen
Konsequenzen für Entwicklungsprognosen und die Planung von Gehölzpflanzungen.
162

Ergebnisse und Diskussion
100
80
60
40
Abb. 81
20
0
Betulapendula
Populustremula
Populusxcanadensis
Fraxinusexcelsior
Pinussylvestris
Salix sp.
Quercusrobur
Populus bals amifera
Quercus rubra
Zelluloseabbau in % für einzelne Laubarten nach einem 300 tägigen Rotteversuch.
Entwicklungsprognosen für einzelne Standorte
Standort C04: Wildpflanzenansaat mit Mulchabdeckung
Gegenüber den konventionell angesäten Flächen C08 und C05 erzielt die Wildpflanzenansaat mit
Mulchabdeckung deutlich höhere Lumbriciden-Gesamtbiomassen. Bei einzelnen Fangterminen sind
bereits Tiefgräber als Indikatoren günstiger Standortbedingungen nachweisbar.
Prognose: • kurzfristig (10 Jahre): Im Vergleich zu den anderen untersuchten Standorten sehr
schnelle Entwicklung von Vorwaldstrukturen mit arten- und biomassereicher
Krautschicht. Zunahme tiefgrabender Lumbriciden, Zunahme der
Lumbricidenbiomasse.
• mittelfristig (30 Jahre): Erreichen der gegenwärtigen Umlandbedingungen in der
Vegetationsstruktur und voraussichtlich auch hinsichtlich der
Lumbricidenbesiedlung
• langfristig: vergleichsweise rasche Angleichung an Verhältnisse des über 100
Jahre alten Mischwaldes
Standorte C05 und C08: RSM-Ansaat
Gegenüber der unmittelbar benachbarten Wildpflanzenansaat mit Mulchabdeckung (C04) und dem
potenziellen Herkunftsgebiet, einem Robinienvorwald, erzielen die RSM-Ansaaten (sowohl mit als
auch ohne Rindenmulchabdeckung) deutlich niedrigere Lumbriciden-Gesamtbiomassen.
Prognose: • kurzfristig: keine Änderung der gegenwärtigen Situation auf C08, langsam
zunehmende Verbuschung auf C05, Mineralbodenbewohner werden zunehmen
• mittelfristig: C08: die Flächen geraten unter Grundwassereinfluss, eine
Veränderung der Vegetationsstruktur z.B. Aufkommen von Hochstauden ist
wahrscheinlich. Prognose für die Lumbriciden: keine eigenen Untersuchungen auf
vergleichbaren Standorten (Forschungsbedarf)
• langfristig: stark verzögerte Angleichung an Verhältnisse des über 100 Jahre
alten Mischwaldes (C10) auf C05, wegen grundlegender Änderungen der
Standortbedingungen auf C08 (Wasseranstieg) keine Prognose für die
Lumbriciden möglich
163

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Standort C09 (Sandtrockenrasen und Gras-Kraut-Flur mit beginnender Gehölzsukzession)
Prognose:
Maßnahmen:
Insgesamt verläuft die Entwicklung wesentlich langsamer als bei initiierten
Pflanzenbeständen, die auf gleichem Substrat die Trockenrasenphase der
Entwicklung "aussparen" (C04):
• kurzfristig (10 Jahre): Verschwinden der Trockenrasenstrukturen, rasche
Verbuschung, vermehrtes Auftreten tiefgrabender Arten.
• mittelfristig (30 Jahre): spätsukzessionale Arten lösen die Vorwaldstrukturen ab,
tiefgrabende Arten beginnen zu dominieren.
• langfristig: allmähliche Angleichung an Verhältnisse des über 100 Jahre alten
Mischwaldes
Maßnahmen sind abhängig vom Entwicklungsziel und von der gewünschter
Entwicklungsgeschwindigkeit. Der Status quo wäre z.B. nur durch aufwändige
Entbuschungsmaßnahmen zu erhalten. Vergleichbare Standorte an südexponierten
Böschungen erscheinen langfristig als Trocken/Magerrasenstandorte geeigneter.
Mischwaldbestand (über 100 Jahre alt)
Der Standort befindet sich in der Altersphase der Sukzession (WLLRv). Mittelfristig sind keine
Veränderungen der Vegetationsstruktur zu erwarten, da das Gebiet vom ansteigenden
Grundwasserpegel unberührt bleiben dürfte.
Prognose: • mittelfristig keine Veränderung im Lumbricidenbesatz
164

Ergebnisse und Diskussion
4.1.3.3 Analyse und Prognose von Sukzessionsprozessen (Biotope, Vegetation)
4.1.3.3.1 Allgemeine Tendenzen der Biotop- und Vegetationsentwicklung und Ableitung von
Indikatorarten
(Sabine Tischew & Jörg Perner)
Mit dem Ziel, einen allgemeinen Überblick über die Vegetations- und Biotoptypendifferenzierung der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft des mitteldeutschen Raumes zu geben, wurden in einem ersten
Schritt alle in den beiden Projekten FBM (1999) und FLB erhobenen Vegetations- und Flächendaten
in die statistischen Auswertungen mit dem Programmpaket CANOCO 4.0 (TER BRAAK & SMILAUER
1998) einbezogen. Im günstigsten Fall (Daten log-transformiert, PCA) konnten 25 % der
Gesamtvarianz anhand der ersten vier Ordinationsachsen erklärt werden (Abb. 82 a-c). Obwohl
anhand der Ordinationsbilder keine scharf abgegrenzten Flächengruppen erkennbar sind, zeigen die
dominanten Arten bzw. Arten mit Fit > 10 % eine Separierung der Flächen an. Der Hauptteil der
Datenvarianz wird durch die Land-Reitgras-Flächen, Röhrichte, Gras-Kraut-Fluren und Vorwälder
hervorgerufen. Auf Grund der sehr dynamischen Differenzierungsprozesse in der noch relativ jungen
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft sind sehr viele Übergangsgesellschaften erkennbar, weshalb
letztlich entlang der ersten vier Achsen nur 25 % der Varianz erklärt werden können.
-1.0 1.0
KPhraaus
KJuncart
BBetupen
BPinusyl BRobipse
KHypeper
KArrhela KPicrhie
KCorycan KPoacomp KPoaprat
KHierpil
KFestrub
KAchimil
KCalaepi
-1.0 1.0
KPoaprat
KDauccar KArrhela
KFestrub KPicrhie
KEquiarv KSolican
KAchimil
BPinusyl BRobipse
BBetupen
KHeliare
KHierpil
KCorycan
KCalaepi
-1.0 1.0
KPoaprat
KArrhela KDauccar
KPicrhie
KFestrub KDactglo
KArtevul
KAchimil
KPlanlan KPastsat
KPoacomp
BPinusyl
BRobipse
BBetupen
KTrifarv
KJasimon
KHeliare
KHierpil
KCorycan
KJuncart
KJuncinf
KEupacan
KPhraaus
-0.6 1.0
-0.4 1.0
-0.8 1.0
axis 1 vs axis 2 axis 1 vs axis 3 axis 2 vs axis 3
Abb. 82 a-c: PCA-Analyse aller Datensätze (988 Flächen, 613 Arten, Daten log-transformiert), alle Arten mit Fit > 10 %
dargestellt (Bbetpend, Bpinsyl, Brobipse enforced)
Axes 1 2 3 4 Total variance
Eigenvalues: 0.099 0.061 0.053 0.034 1.000
Cumulative percentage variance
of species data: 9.9 16.1 21.4 24.8
Sum of all eigenvalues: 1.000
Da für die FBM-Datensätze nur wenige abiotische Parameter zur Verfügung standen, wurden in der
anschließenden RDA die Zeigerwerte nach ELLENBERG (1979) als „Stellvertreter-Parameter“
verwendet (Abb. 83). Die Ergebnisse der RDA zeigen, dass besonders der quantitative Feuchtigkeits-
Zeigerwert (entlang der 2. Achse), der quantitative Kontinentalitäts-Zeigerwert entlang der 1. Achse
und der quantitative Reaktions-Zeigerwert entlang der 3. Achse verwertbare Parameter für die weitere
Modellbildung sind.
Im Folgenden wurden nur die FLB-Datensätze, für die systematisch die abiotischen Faktoren erhoben
wurden (siehe Kap. 2.6), in die weiteren Auswertungen integriert. Auf Grund der Datenstruktur (lenght
of gradient > 4) wurden Verfahren auf der Grundlage unimodaler Modelle verwendet. Entlang der
ersten vier Ordinationsachsen konnten 22,8 % der Datenvarianz erklärt werden. Die Abb. 84 lassen im
Vergleich zu den Abb. 82 a-c allerdings eine bessere Trennung der verschiedenen Flächengruppen
erkennen.
165

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
-1.0 1.0
N_QUANT
KCalaepi
K_QUANT
R_QUANT
KRubucae
F_QUANT
KPhraaus
KJuncinf
KJuncart
KTyphlat KTyphang
KCirspal
KJunceff
KSchotab KEleopal
KPoaprat
KHyporad KRumeacl
KPicrhie
KHypeper
KJasimon
KAchimil KVulpmyu
L_QUANT
KHeliare KTrifarv
T_QUANT
KHierpil
KCorycan
-0.8 0.8
Abb. 83
Ordinationsplot axis 1 vs. 2 der RDA- Analyse unter Einbeziehung der Zeigerwerte nach ELLENBERG
(988 Flächen, 613 Arten, Pflanzendaten log-transformiert, alle Arten mit Fit > 10 % dargestellt)
F_QUANT 0.2371 0.7448 0.0870 -0.0102
R_QUANT -0.2644 -0.3907 -0.4145 -0.0697
L_QUANT 0.3748 0.1880 -0.0576 0.3348
N_QUANT -0.4088 0.4799 -0.1856 0.2982
T_QUANT 0.3177 -0.2774 -0.1829 0.3366
K_QUANT -0.5523 0.0190 0.3283 0.1945
SPEC AX1 SPEC AX2 SPEC AX3 SPEC AX4
Axes 1 2 3 4 Total variance
Eigenvalues : 0.054 0.036 0.021 0.010 1.000
Species-environment correlations: 0.762 0.797 0.671 0.636
Cumulative percentage variance
of species data : 5.4 9.1 11.2 12.2
of species-environment relation: 40.0 67.0 82.6 90.2
Sum of all eigenvalues: 1.000
Sum of all canonical eigenvalues: 0.135
-0.2 1.0
KSchotab
KTyphlat
KTyphang
KAlispla
KRanusce
SSalicin
KAlislan KCarepsy
KEpilpar
KJuncart KLycoeur
KJunceff
KSalicin
KJuncbuf
KHolclan
KCarehir
KDescces
KJuncinf
KPhraaus
KEquiarv
KJasimon
KHeliare
KHiersab KCorycan
KHyporad KVulpmyu
KTrifarv KArtecam
KRumeacl KHierpil
KPotearg
KAchimil
KRubucae KPicrhie
KCarlvul
-0.4 0.8
-0.2 1.0
KCorycan
KPhraaus KEquiarv
KOenobie KHierpil
KCalaepi
KHypeper
KTussfar SBetupen KPoacomp
KCirsarv
SPopucad KBetupen
KAgrogig
KRubucae BBetupen
KPicrhie KOnonis KCarlvul
-0.4 0.8
-1.0 1.0
BBetupen
KPhraaus SBetupen
KBetupen
SPopucad
KCarlvul
KAgrogig
KHierpil
KHypeper
KRubucae
KCorycan
KOenobie
KCalaepi KPoacomp
KEquiarv KPicrhie KOnonis
KTussfar KCirsarv
-0.6 1.0
axis 1 vs. 2; alle Arten mit fit > 10 axis 1 vs. 2; alle Arten mit weight > 10 axis 1 vs 3; alle Arten mit weight >10
Abb. 84
a-c: Analyse der FLB-Flächen (355 Flächen, 343 Arten)
(a) DCA
- Daten untransformiert: lengths of 1.axis = 7.70 (CA: 12.5 %)
- Daten sqrt-transformiert: lengths of 1.axis= 5.87 (CA: 13.9 %)
- Daten log-transformiert: lengths of 1. axis= 6.65 (CA: 12.2 %)
(b) CA (höchster % erklärter Varianz mit sqrt-transf. Daten und ´downweighting of rare species´)
Axes 1 2 3 4 Total inertia
Eigenvalues : 0.580 0.476 0.362 0.347 7.741
Cumulative percentage variance
of species data : 7.5 13.6 18.3 22.8
(PCA: Eigenvalues 0.168/0.090/0.064/0.061/Summe axis 1 - 4= 38.3 %)
166

Ergebnisse und Diskussion
Die anschließend durchgeführte CCA zeigt, dass von den 22,8 % erklärter Datenvarianz ca. 10 %
durch die Parameter pH-Wert, Alter, Humus, Sand, Schluff und Ton erklärt werden können. Die
größten Anteile haben dabei die ersten vier Parameter. Obwohl die erklärte Varianz relativ niedrig ist,
sind aus der Analyse weitere verwertbare Parameter für die Modellbildung ableitbar.
-0.8 0.6
SAND100
KCorycan
KHeliare
KHierpil
KHyporad
TON100
KOenobie
KPicrhie
KIES100
SCHLU100
ALTERSKL
KCarevug
KRanusce KLycoeur
KCarepsy
KTyphang KJunceff KAlislan
KEpilpar KJunccon
KDescces
KAlispla
KHolclan
HUMUS50
KSchotab
KCarehir SSalicin
KJuncbuf
KSalicin
KCentjac
KEquiarv KJuncart
PH_WERT
-0.4 1.0
-0.8 0.6
SAND100
ALTERSKL
KCorycan
KHierpil
BBetupen
KPoacomp SBetupen
KHypeper
KBetupen
KCalaepi KEquiarv
KAgrogig TON100
KCarlvul
KOnonis KPhraaus KRubucae
SPopucad
KCirsarv KPicrhie
KTussfarKIES100
KOenobie
SCHLU100
HUMUS50
PH_WERT
-0.4 1.0
axis1 vs. 2; alle Arten mit fit > 10 % dargestellt
Abb. 85
axis1 vs. 2; alle Arten mit weight > 10 % dargestellt
Analyse der FLB-Flächen: CCA (355 Flächen, 343 Arten)
ALTERSKL 0.1412 0.3979 0.4653 -0.1732
PH_WERT 0.3729 -0.5547 -0.0856 -0.2016
HUMUS50 0.5156 0.1727 -0.0690 -0.0299
TON100 0.0424 -0.0115 0.2268 0.1619
SCHLU100 0.0149 -0.2940 0.2892 0.2896
SAND100 -0.2450 0.1940 -0.3472 -0.3832
KIES100 -0.0694 -0.1399 0.0918 -0.2544
SPEC AX1 SPEC AX2 SPEC AX3 SPEC AX4
Axes 1 2 3 4 Total inertia
Eigenvalues: 0.285 0.251 0.152 0.047 7.756
Species-environment correlations: 0.788 0.749 0.650 0.539
Cumulative percentage variance
of species data: 3.7 6.9 8.9 9.5
of species-environment relation: 34.6 65.1 83.5 89.2
Sum of all eigenvalues 7.756
Sum of all canonical eigenvalues 0.824
Die Indicator-Species-Analysis (ISA, DUFRENE & LEGENDRE 1997) ergab, dass eine Abgrenzung
von 9 Clustern auf Grund der bis dahin ansteigenden aufsummierten Indikator-Werte (Ind.-Val.)
sinnvoll ist (Abb. 86). Dazu wurden die Daten wurzeltransformiert und einem K-means clustering
(PCord4) unterzogen. Folgende Cluster wurden gebildet:
Cluster 1: Vorwälder
Cluster 2: Land-Reitgras-Fluren
Cluster 3: verbuschte Gras-Kraut-Fluren
Cluster 4: trockene Gras-Kraut-Fluren
Cluster 5: Schilfröhrichte
Cluster 6: Rohboden-Gesellschaften (Pionierfluren)
Cluster 7: diverse Gras-Kraut-Übergangsgesellschaften
Cluster 8: Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen
Cluster 9: Kleinröhrichte und feuchte Gras-Kraut-Fluren
167

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
5 clus te r
6 clus ter
7 clus ter
8 clus ter
9 clus ter
10
clus ter
11
clus ter
12
clus ter
13
clus ter
14
clus ter
15clus ter
20
cluster
Abb. 86
Indicator-Species-Analysis der FLB-Flächen (355 Flächen, 343 Arten): Summe der Indikator-Werte
(signifikante Ind.-Val.) in einem K-means clustering (PCord)
Die für die einzelnen Cluster signifikanten Indikatorarten sind Anlage 11.1 zu entnehmen. Der
Indikatorwert einer Art (IndVal) ist dann besonders hoch, wenn Individuen dieser Art nur in einer
Gruppe (in unserem Beispiel cluster) vorkommen, innerhalb dieser Gruppe aber in möglichst vielen
Flächen. Die statistische Sicherung des Indikatorwertes erfolgte durch einen Monte-Carlo-
Permutationstest.
Für die Vorwälder ist erwartungsgemäß Betula pendula ein sehr guter Indikator. Einen unerwartet
hohen Indikatorwert weist Quercus robur auf, damit wird die große Bedeutung dieser Art im Prozess
der Waldentwicklung auf den Kippenflächen unterstrichen. Neben Populus tremula und Pinus
sylvestris sind die Waldbodenarten Fragaria vesca, Hieracium murorum und Hieracium lachenalii gute
Indikatoren für die Vorwälder.
Die Land-Reitgras-Fluren sind vor allem durch die namensgebende Art gekennzeichnet. Der relativ
geringe Indikatorwert ist darauf zurückzuführen, dass Calamagrostis epigejos zwar hier den
Verbreitungsschwerpunkt hat, aber mit geringen Abundanzen auch in anderen Clustern vorkommt.
Lediglich Hypericum perforatum ist eine weitere Art mit hohem Indikatorwert in diesem Cluster.
In den verbuschten Gras-Kraut-Fluren sind trotz des Übergangscharakters relativ viele Arten mit
einem hohen Indikatorwert zu finden. Neben Betula pedula haben vor allem basiphile und basenholde
Arten wie Linum catharticum, Carlina vulgaris und Erucastrum nasturtiifolium (nur in Kayna-Süd) hohe
Indikatorwerte. Damit werden in diesem Cluster vor allem die Verbuschungsstadien auf den
kalkhaltigen, quartären Substraten zusammengefasst. Auch die trockenen Gras-Kraut-Fluren weisen
sehr viele Arten mit hohen Indikatorwerten auf, aber nur die Arten mit den höchsten Indikatorwerten
zeichnen sich durch eine enge ökologische Bindung an trockene Standorte aus. Im Gegensatz dazu
sind die Schilfröhrichte vorrangig durch Phragmites australis charakterisiert (Ind.-Val. 64,5).
Die Rohboden-Gesellschaften bilden ein Cluster mit relativ vielen Arten, die einen signifikanten
Indikatorwert aufweisen, die Zusammensetzung ist aber in Bezug auf die Ökologie der Arten sehr
inhomogen. Neben typischen R-Strategen, die vor allem die jungen Rohbodenstandorte besiedeln,
sind auch Arten der längerfristig im Rohbodenstadium stagnierenden Extremstandorte wie Gypsophila
perfoliata und Polygonum aviculare vertreten.
Das Cluster 7 fasst Übergangsgesellschaften zusammen, die erwartungsgemäß keine Arten mit
hohen Indikatorwerten aufweisen. Dagegen sind die Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen
(Cluster 8) durch typische Arten (z.B. Corynephorus canescens, Helichrysum arenarium, Hieracium
pilosella, Hypochoeris radicata) mit hohen bis sehr hohen Indikatorwerten gekennzeichnet. Auch die
Kleinröhrichte und feuchten Gras-Kraut-Fluren weisen viele Arten mit ausgesprochen hohen
Indikatorwerten auf. Juncus articulatus beispielsweise stellt mit einem Wert von 79,1 einen sehr guten
Indikator für diesen Biotoptyp dar.
Die Lage der Ordinationsplots in Abb. 87 verdeutlicht die Beziehungen der Cluster zueinander.
Hieraus ist ersichtlich, dass besonders die Flächen des Clusters 9 (Kleinröhrichte) und die Flächen
des Clusters 7 (diverse Gras-Kraut-Übergangsfluren) zur Gesamtvarianz der Daten erheblich
beitragen.
168

Ergebnisse und Diskussion
Da keine verwertbaren Daten zu den Grundwasser-Flurabständen vorhanden waren, die sicherlich
einen Teil der durch die Röhrichte bedingten Datenvarianz erklären würden, wurden in einem
nächsten Analyseschritt die Röhrichte ausgeschlossen und ihr Vorkommen „a priori“ durch den
Grundwasserstand angenommen. Diese Annahme wird auch durch die eindeutigen Beziehungen der
Arten dieser Biotop-/Vegetationstypen zu den Feuchtezahlen nach Ellenberg unterstützt (vgl. Abb.
83). Außerdem wurde im nächsten Analyseschritt das Cluster 7 (diverse Gras-Kraut-Übergangsfluren)
auf Grund seiner Heterogenität aus dem Datensatz eliminiert. Im Folgenden wurde dieser Datensatz
einer CA-Analyse unterzogen, die entlang der ersten 4 Achsen 25,6 % der Varianz erklärt
(downweighting of rare species, DCA: length of gradient = 5,1). Eine PCA würde 48,5 % der Varianz
erklären.
SAMPLES Cluster-Group = 1
Cluster-Group = 2
Cluster-Group = 3
Cluster-Group = 4
Cluster-Group = 5
Cluster-Group = 6
Cluster-Group = 7
Cluster-Group = 8
Cluster-Group = 9
-2 3
-2 4
axis 1 vs 3
-2 4
-2 3
Cluster 1: Vorwaldstadien
Cluster 2: Land-Reitgras-Fluren
Cluster 3: verbuschte Gras-Krautfluren
Cluster 4: trockene Gras-Krautfluren
Cluster 5: Schilfröhrichte
Cluster 6: Rohboden-Gesellschaften (Pionierfluren)
Cluster 7: diverse Gras-Kraut- Übergangsfluren
Cluster 8: Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen
Cluster 9: Kleinröhrichte und feuchte Gras-Krautfluren
axis 2 vs 3
-1 5
Abb. 87
CA der FLB-Flächen (355 Flächen, 343 Arten, nach Cluster 1 - 9 getrennt)
Die daran anschließend durchgeführte CCA liefert Anhaltspunkte, welche Parameter für die
unterschiedlichen Vegetations- und Biotopausprägungen verantwortlich sein könnten. Dies sind die
Parameter Alter, pH-Wert, Sand-, Ton- und Kiesanteile, wobei die ersten drei Parameter den größten
Anteil erklären. Insgesamt erklären diese Parameter zwar lediglich 10 % der Varianz, liefern trotzdem
Anhaltspunkte für weitere Modellbildungen.
Die Abb. 88 a-c visualisieren die Korrelationen der jeweiligen Vegetations- und Biotoptypen mit den
entsprechenden signifikanten Umweltparametern.
169

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
-1.0 1.0
PH_WERT
axis 1 vs 2
ALTER
TON10
KIES50
SAND50
-1.0 1.0
ENV. VARIABLES SAMPLES
Cluster-Group = 1
Cluster-Group = 2
Cluster-Group = 3
Cluster-Group = 4
Cluster-Group = 6
Cluster-Group = 8
Cluster 1: Vorwaldstadien
Cluster 2: Land-Reitgrasfluren
Cluster 3: verbuschte Gras-Kraut-Fluren
Cluster 4: trockene Gras-Kraut-Fluren
Cluster 6: Rohboden-Gesellschaften (Pionierfluren)
Cluster 8: Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen
-1.0 1.0
PH_WERT
axis 1 vs 3
TON10
ALTER
SAND50
KIES50
-1.0 0.8
-1.0 1.0
axis 2 vs 3
TON10
PH_WERT
ALTER
SAND50
KIES50
-0.8 0.8
Abb. 88
a-c: CCA der Cluster 1, 2, 3, 4, 6, 8 (FLB-Datensatz)
ALTER 0.5055 0.4626 -0.1704 -0.0723
PH_WERT -0.6549 0.0770 -0.1541 -0.2517
TON10 -0.091 0.3398 0.4005 -0.1966
SAND50 0.2732 -0.4521 -0.2993 -0.1693
KIES50 -0.0648 0.1866 -0.3696 0.2300
SPEC AX1 SPEC AX2 SPEC AX3 SPEC AX4
Axes 1 2 3 4 Total inertia
Eigenvalues: 0.293 0.223 0.083 0.050 6.1
Species-environment correlations: 0.773 0.706 0.635 0.547
Cumulative percentage variance
of species data: 4.8 8.5 9.8 10.6
of species-environment relation: 43.4 76.4 88.7 96.1
Sum of all eigenvalues 6.1
Um die Bedeutung der Parameter „pH-Wert“ und „Korngrößenanteile“ mit konkreten Werten zu
versehen, wurden in den Abb. 89 und Abb. 90 die Mittelwerte für die einzelnen Cluster dargestellt.
170

Ergebnisse und Diskussion
Cluster
9
8
7
6
5
4
3
2
1
Cluster 1: Vorwälder
Cluster 2: Land-Reitgras-Fluren
Cluster 3: verbuschte Gras-Kraut-Fluren
Cluster 4: trockene Gras-Kraut-Fluren
Cluster 5: Schilfröhrichte
Cluster 6: Rohboden-Gesellschaften (Pionierfluren)
Cluster 7: diverse Gras-Kraut-
Übergangsgesellschaften
Cluster 8: Silbergras-Pionierfluren und
Sandtrockenrasen
Cluster 9: Kleinröhrichte und feuchte Gras-Kraut-
Fluren
4.0 5.0 6.0 7.0
pH
Abb. 89
Mittelwerte der pH-Werte für die Cluster des FLB-Datensatzes
Cluster
9
8
7
6
5
4
3
2
1
TON_100
SCHLUFF_100
SAND_100
0.00 10.00 20.00 30.00 40.00 50.00 60.00 70.00 80.00
mittlerer % Anteil
Abb. 90
Mittelwerte der Korngrößenanteile für die Cluster des FLB-Datensatzes
Zusammenfassend wurde ein generelles Sukzessionsnetz für spontane Besiedlungsprozesse
erarbeitet, welches als Modellhypothese zu verstehen ist und den Stand der bisherigen Datenanalyse
widerspiegelt (Abb. 91).
171

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Rohboden
niedrig
Grundwasserstand/Staunässe
hoch
pH-Wert Substrat / Sand-Anteile
Schluff-Anteile
pH < 4 / > 70% pH > 4 / < 60% niedrig, pH > 6 hoch
evtl. auch über
Pionierfluren
Pionierfluren
1-15-(> 45) Jahre
Seggenrieder
15- > 45 Jahre
Schilfröhrichte
1- > 45 Jahre
Silbergras-Pionierfluren und
Sandtrockenrasen
1-30-(> 45) Jahre
Zeit / Diasporenquellen
(Anteil von Calamagrostis epigejos-
Diasporen in Umgebung)
Gras-Kraut-Fluren
(diverse Übergangsformen möglich)
1-30-(> 45) Jahre
Land-Reitgras-Fluren
(1-30-(> 45) Jahre)
verbuschte Gras-Kraut-Fluren
15-30-(> 45) Jahre)
Vorwaldstadien
größtenteils > 30 Jahre
in Abhängigkeit vom Bodensubstrat
und der mittleren Feuchtigkeit
diverse Übergangsformen von
Gras-Kraut-Fluren
siehe Cluster 7 ; 1- > 45 Jahre
Abb. 91
Generelles Sukzessionsnetz für die spontane Besiedlung der mitteldeutschen Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
4.1.3.3.2 Differenzierungsprozesse in den nördlichen und südlichen Tagebauregionen
(Sabine Tischew, Annett Baasch, Anita Kirmer & Jörg Perner)
Auf Grund der grundlegenden Unterschiede in den Substratparametern der Tagebaue und des
Umlandes sowie der daraus resultierenden Artenausstattung des Umlandes und der Tagebaue (vgl.
Kap. 4.1.1.1.1) sind für die beiden Tagebauregionen (die nördliche Region mit dem Gräfenhainichen-
Bitterfelder-Delitzscher Revier und die südliche Region mit dem Geiseltal und dem Profener Revier)
die Entwicklungsprozesse der Vegetation und der Biotope zu differenzieren.
Da Rohbodenstandorte für viele Pionierarten wertvolle Lebensräume darstellen (ALTMOOS 1999,
OELERICH 2000) sind die Zeiträume, die für eine pflanzliche Besiedlung der Bergbaufolgeflächen
benötigt werden und damit den Verlust dieser Lebensräume bedingen, von großem
naturschutzfachlichen Interesse. Die Entwicklung dieser Standorte soll aus diesem Grund detaillierter
dargestellt werden.
Langfristig stabile Offenland-Ökosystemen (z.B. Sandtrockenrasen) sind durch extreme
Standortbedingungen geprägt. Unter diesen Bedingungen findet eine stärkere Selektion in Richtung
derjenigen Arten statt, die an Extremstandorte angepasst sind oder einen weiten physiologischen
Toleranzbereich besitzen. Anspruchsvolle Arten haben, selbst wenn sie in der unmittelbaren
Umgebung vorkommen, keine Chance sich auf diesen Flächen zu etablieren. Folglich wird eine
Besiedlung relativ unabhängig von den Diasporenquellen der Umgebung und nur durch „Spezialisten“
erfolgen, die gegebenenfalls über größere Distanzen einwandern und sich auf den konkurrenzarmen
Standorten auch dauerhaft etablieren können. Im Folgenden sollen deshalb Standortfaktoren und
Grenzwerte ermittelt werden, die als Filter in diesen Besiedlungsprozessen wirken und für eine
172

Ergebnisse und Diskussion
Entwicklungsprognose von solchen potenziell stabilen Offenlandsystemen in jungen Tagebaugebieten
geeignet sind. Durch die Fortführung von Dauerbeobachtungsflächen aus dem Forschungsprojekt
FBM (1999) war hier für ausgewählte Standorte eine direkte Analyse von Sukzessionsprozessen auf
Extremstandorten und besiedlungsfreundlichen Standorten möglich.
Langfristig bestehende Rohbodenbiotope im Nordraum sind vorrangig auf sehr sauren und
sandigen Substraten zu finden (Tabelle HAnlage 15H). Die Entwicklung von Rohbodenstandorten wurde
mittels Dauerbeobachtungsflächen auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda im Tagebau Goitsche
exemplarisch für die nördliche Tagebauregion untersucht. 1995 wurde ein 4,8 ha großer Bereich des
Sandtrockenrasens mit einem 10 m x 10 m Rasternetz überzogen. Insgesamt wurden 480 100 m²
große Rasterflächen eingerichtet. In den Jahren 1995, 1998 und 2001 wurde auf dem gesamten
Raster eine sigmasoziologische Kartierung durchgeführt. Der Flächenanteil der Vegegtationseinheiten
(Sigmeten: COR, CORM, HELI, TRIF, ART, CAL; vgl. 5.1.2) wurde in jeder Rasterfläche prozentgenau
geschätzt. Abb. 92 zeigt deutlich die standörtliche Einnischung der verschiedenen
Vegetationseinheiten und die Bindung der Rohbodenstandorte auf die Standorte mit den niedrigsten
pH-Werten. Bei einem pH-Wert unter 3,0 steigt der Anteil phytotoxisch wirksamer pflanzenverfügbarer
3+
AlP
P-Ionen sprunghaft an und verhindert unter diesen Bedingungen eine pflanzliche Besiedlung (Abb.
93). Deshalb fanden auf den Rohbodenstandorten mit einem pH-Wert < 3 kaum Veränderungen statt.
mittlere pH-Werte
mittlere pH-Werte
9,0
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
9,0
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
1995 1998
6,8
6,3
3,9
4,2
4,1
3,2
n=30 n=160 n=60 n=22 n=32 n=31
*
Vegetationseinheit
2001
6,0 6,1
5,4
mittlere pH-Werte
9,0
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
7,2
6,1
5,0
3,9
4,2
3,2
n=21 n=171 n=35 n=10 n=17 n=41
*
Vegetationseinheit
4,2
3,2
3,7
Vegfrei -vegetationsfreie Rohböden
Cor - Silbergras-dominierte Bestände
CorM - Silbergras- und Kryptogamen-dominierte Bestände
Heli - Sand-Strohblumen-dominierte Bestände
Trif - Hasen- und Feldklee-dominierte Bestände
n=17 n=176 n=46 n=12 n=23 n=41
Art - Feld-Beifuß-dominierte Bestände
*
Cal - Land-Reitgras-dominierte Bestände
Vegetationseinheit Fehlerbalken zeigen 95,0% Konfidenzintervall(e) des Mittelwerts
Abb. 92
Mittlere pH-Werte der Vegetationseinheiten auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda; Erläuterungen siehe
Kap. 5.1.2, * COR-Flächen wurden auf Grund zu geringer Stichprobenanzahl nicht ausgewertet
Der Anteil vegetationsfreier Flächen auf dem gesamten Sandtrockenrasen bei Petersroda nahm im
Durchschnitt lediglich um 3,3 % ab (Abb. 94). Auf Standorten mit einem pH-Wert > 3 nahm der Anteil
vegetationsfreier Flächen im Durchschnitt um 5,5 % ab, wobei hier auf vereinzelten Flächen eine
schnellere Vegetationsbesiedlung stattfinden konnte. Eine zusammenfassende Übersicht über die
Veränderungen von Rohbodenflächen über den Zeitraum von 1995 – 2001 gibt Abb. 95. Auch hier
wird deutlich, dass Flächen mit einem pH-Wert < 3 zu ca. 60 % vegetationsfrei sind und bis 2001
kaum Veränderung erfuhren. Flächen mit einem pH-Wert zwischen 3 und 3,5 weisen noch hohe
Anteile vegetationsfreier Flächen und nur im geringen Umfang eine pflanzliche Besiedlung auf und
erst bei pH-Werten > 4 sinkt der Anteil vegetationsfreier Flächen auf weniger als 3 %.
173

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
pflanzenverfügbares Al [mg/100g Boden]
3+
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
r = 0,92
n=122
2 3 4 5 6 7 pH 8
Abb. 93
Abhängigkeit des pflanzenverfügbaren Gehaltes an Al 3+ -Ionen vom pH-Wert (KCl)
pH bis 3,0 pH > 3,0
Anzahl Flächen
100
75
N = 16
MW = -3,3
N = 407
MW = -5,5
50
25
0
-30 -20 -10 0 10
Zu- und Abnahme von VEGETATIONSFREI in %
-30 -20 -10 0 10
Zu- und Abnahme von VEGETATIONSFREI in %
Abb. 94
Veränderungsanalyse der Rohbodenflächen auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda (Tagebau Goitsche)
von 1995 bis 2001
mittl. Anteil von VEGFREI in %
100
80
60
40
20
61
pH bis 3,0 pH >3,0 - 3,5 pH >3,5 - 4,0 > 4,0
N = 16 N = 103 N = 146 N = 215
57 58
22
17
14
11
7 5
6 4 3
0
1995 1998 2001
Untersuchungsjahr
1995 1998 2001
Untersuchungsjahr
1995 1998 2001
1995 1998 2001
Untersuchungsjahr
Untersuchungsjahr
Fehlerbalken zeigen 95,0% Konfidenzintervall(e) des Mittelwerts
Abb. 95
Veränderung der Deckungsgradanteile vegetationsfreier Flächen in verschiedenen pH-Wert-Klassen
174

Ergebnisse und Diskussion
Auf Standorten mit einem pH-Wert > 4 sind mit Ausnahme der sehr steilen und/oder extrem
austrocknenden Standorte (Grundwasserabsenkung, reine Sande, südexponiert) im gesamten
Nordraum relativ schnelle pflanzliche Besiedlungsprozesse zu verzeichnen.
Langfristig erhalten bleibende Rohbodenstandorte im Südraum sind im Gegensatz zu denen im
Nordraum durch Kohlegehalte > 10 % und/oder pH-Werte < 4 gekennzeichnet (Tabelle Anlage 15,
siehe auch Abb. 104).
In den Tagebauen Kayna-Süd und Mücheln-Innenkippe wurde von Mai 2000 bis September 2002 auf
insgesamt fünf Rohbodenstandorten mit 15 Dauerbeobachtungsflächen (je 5 m x 5 m) die
Vegetationsentwicklung untersucht. Gleichzeitig wurde der Eintrag und die Etablierungsrate von
neuen Arten über Diasporen mittels Diasporenfallen analysiert. Dazu wurden je Rohbodenstandort
drei Dauerbeobachtungsflächen und ein Fallenkomplex mit je fünf Trockentrichterfallen (FISCHER
1987) eingerichtet. Die Fallen waren vom Typ Kunststoff-Pulvertrichter mit einem Innendurchmesser
von 24,1 cm und einer Fangfläche von je 456 cm². Die Fangtrichter wurden in den Boden eingesetzt
(Oberkante ca. 5 cm über Bodenoberfläche) und während der Vegetationsperiode in vierwöchigen
Abständen geleert.
Wesentliche Bodenparameter sind in Tab. 54 dargestellt. Die Flächen Kayna-Süd 1 und 3 (KS 1,
KS 3; KS 2 wegen Zerstörung nicht auswertbar) sowie Mücheln-Innenkippe 1 und 2 (MI 1, MI 2)
zeichnen sich gemeinsam im Gegensatz zu den Flächen MI 3 durch einen Kohle-Gehalt von
mindestens 10 % aus. Alle anderen Substratparameter variieren stark; auf allen Standorten
dominieren aber schluffige und sandige Korngrößen. Die Flächen KS 1 und KS 3 sind ca. 30 Jahre alt,
die Fläche MI 1 ist ca. 3 Jahre alt. Die Flächen MI 2 und MI 3 erfuhren offensichtlich kurz vor Anlage
der Dauerbeobachtungsflächen durch Sanierungsarbeiten eine Störung.
Tab. 54
Standortkundliche Parameter der Rohboden-Untersuchungsflächen in den Tagebauen Kayna-Süd (KS) und
Mücheln-Innenkippe (MI)
KS 1 KS 3 MI 1 MI 2 MI 3
mittlere pH-Werte (KCL) 5,4 5,2 5,3 7,4 7,1
mittlerer Gehalt an Kohle (%, 0 – 1 m Tiefe) 22,8 10,5 11,4 11,4 0,9
mittlerer Gehalt an Ton (%, 0 – 1 m Tiefe) 5,0 9,8 16,8 17,8 22,0
mittlerer Gehalt an Schluff (%, 0 – 1 m Tiefe) 56,9 42,1 40,0 23,8 36,0
mittlerer Gehalt an Sand (%, 0 – 1 m Tiefe) 40,0 45,8 43,3 58,5 43,6
mittlerer Gehalt an Kies (%, 0 – 1 m Tiefe) 0,8 9,4 0,0 21,9 3,0
mittlerer Gehalt an Kalk (%, 0 – 1 m Tiefe) 0,0 0,0 0,0 3,7 3,7
mittlerer Gehalt an Humus (%, 0 – 0,5 m Tiefe) 0,0 0,04 0,0 0,0 0,1
Die Vegetationsentwicklung verläuft mit Ausnahme der Flächen des Versuchskomplexes MI 3 auf
allen Standorten stark verzögert (Tab. 55 bis Tab. 59). Der Gesamt-Deckungsgrad der Vegetation
erhöhte sich nur unwesentlich. Neben anspruchslosen und trockenheitsertragenden Arten
nährstoffarmer Standorte wie Gypsophila perfoliata, Oenothera biennis, Erigeron acris und
Hypochoeris radicata sind eine Vielzahl weiterer Arten mit geringen Deckungsgrad-Werten auf den
Flächen zu finden. Diese Arten sind auf gewachsenen Standorten z.T. auch auf nährstoffreicheren
Substraten vertreten (Cirsium arvense, Taraxacum officinale, Sonchus asper, Rumex crispus, Conyza
canadensis) und bilden auf den untersuchten Standorten regelrechte „Hungerformen“ aus. Das Land-
Reitgras war auf allen Flächen vorhanden, erreichte aber nur geringe Deckungswerte.
Tab. 55
Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Kayna-Süd 1 (KS 1); (Mittelwerte aus
drei Aufnahmeflächen Vegetation je 25 m² sowie aus 5 Diasporenfallen mit je 456 cm²)
Art
in Vegetation und Diasporeneintrag
mittl. %
Deckungsgrad
Mai
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis Mai
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Sept. -
Dez.2001
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2002
Calamagrostis epigejos 1,00 0,60 2,70 5,80 0,24 19,00 2,53
Betula pendula 0,80 39,80 0,83 91,40 1,17 327,60 1,37
Oenothera biennis 0,10 0,07 0,40 0,03
Taraxacum officinale agg. 0,01 0,20
Picris hieracioides 0,80 0,01
175

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Art
in Vegetation und Diasporeneintrag
mittl. %
Deckungsgrad
Mai
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis Mai
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Sept. -
Dez.2001
Setaria viridis 0,01 0,40
nur in Diasporeneintrag
Hieracium sabaudum 1,20
Cirsium arvense 0,20
Prunus spec. 0,20
Plantago lanceolata 0,20
Conyza canadensis 1,40
Poa spec. 1,00
Festuca rubra agg. 0,80
Poa pratensis agg. 0,60
Erigeron acris 0,20
unbekannte Diasporen ges. 0,40 2,40 1,80
nur in Vegetation
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2002
Rubus caesius 0,67 0,33 0,10 0,13
Populus tremula 0,10 0,03 0,33
Gypsophila perfoliata 0,07 0,03 0,01
Populus x canadensis 0,03 0,03 0,50 0,03
Hieracium piloselloides 0,01
Carlina vulgaris agg. 0,01 0,01
Hypericum perforatum 0,01 0,03 0,03 0,01
Euphorbia exigua 0,03 0,01 0,01
Convolvulus arvensis 0,03 0,03
Ononis repens 0,01
Hypochoeris radicata 0,03 0,01
Fallopia convolvulus 0,01
Acer spec. 0,01
Euphorbia cyparissias 0,01
Deckungsgrad Veg. ges. (%) 2,81 4,15 2,12 4,53
Tab. 56
Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Kayna-Süd 3 (KS 3); (Mittelwerte aus
drei Aufnahmeflächen Vegetation je 25 m² sowie aus 5 Diasporenfallen mit je 456 cm²)
Art
mittl. %
Deckungsgrad
Mai
2000
in Vegetation und Diasporeneintrag
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis Mai
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Juli -
Dez.2001
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2002
Betula pendula 1,84 12,00 1,90 86,60 1,53 360,80 2,00
Calamagrostis epigejos 0,57 0,60 0,90 3,00 0,77 13,80 2,67
Hypochoeris radicata 0,30 0,04 0,80 0,10 0,04
Oenothera biennis 0,20 0,40 0,07 1,00 0,07 0,13
Hieracium piloselloides 0,14 0,80 0,07
Taraxacum officinale
agg.
0,04 0,60 0,20 0,03 0,60
Erigeron acris 0,01 5,60 0,01 0,40
Conyza canadensis 0,01 5,60 0,04 0,40 0,01
nur in Diasporeneintrag
Cirsium arvense 0,20
Stellaria media agg. 0,60
Poa pratensis agg. 0,60
Hieracium sabaudum 0,40
unbekannte Diasporen
ges.
3,40
176

Ergebnisse und Diskussion
Art
nur in Vegetation
mittl. %
Deckungsgrad
Mai
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis Mai
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Juli -
Dez.2001
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2002
Rubus caesius 1,20 0,33 1,03 1,67
Populus tremula 0,57
Echium vulgare 0,14 0,03 0,07 0,03
Erucastrum
nasturtiifolium
0,13 0,17 0,01
Carlina vulgaris agg. 0,10 0,08 0,10 0,10
Hypericum perforatum 0,07 0,04 0,04 0,07
Poa compressa 0,07 0,00 0,04 0,03
nur in Vegetation
Gypsophila perfoliata 0,04 0,03 0,01
Diplotaxis tenuifolia 0,03 0,17 0,03
Festuca ovina agg. 0,03 0,03
Populus x canadensis 0,01 0,13 0,50 0,60
Hieracium pilosella 0,01 0,02 0,04 0,03
Euphorbia cyparissias 0,01
Solidago canadensis 0,01
Daucus carota 0,03 0,03 0,01
Diplotaxis muralis 0,03
Sanguisorba minor 0,01 0,04 0,07
Euphorbia exigua 0,01 0,01 0,01
Poa angustifolia 0,01 0,03
Festuca spec. 0,01 0,03
Centaurea jacea 0,10
Hieracium lachenalii 0,03 0,03
Matricaria maritima 0,03
Setaria viridis 0,01
Anagallis arvensis 0,01
Crataegus monogyna 0,01
Reseda lutea 0,07
Rubus spec. 0,01
Hieracium brachiatum 0,01
Deckungsgrad Veg.
ges. (%)
5,47 3,73 4,98 7,67
Tab. 57 Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Mücheln-Innenkippe 1 (MI 1)
(Mittelwerte aus drei Aufnahmeflächen Vegetation je 25 m² sowie aus 5 Diasporenfallen mit je 456 cm²)
Art
in Vegetation und Diasporeneintrag
mittl. %
Deckungsgrad
Mai
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis Mai
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Juli -
Dez.2001
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2002
Tussilago farfara 0,27 0,20 0,17 0,17 1,80 0,18
Calamagrostis epigejos 1,20 0,01 10,60 0,17
Echium vulgare 0,03 0,02 0,01 0,20
Poa compressa 0,01 0,20 0,20 0,03
nur in Diasporeneintrag
Betula pendula 0,40 4,40 15,00
Conyza canadensis 19,20
Daucus carota 0,20 9,00
Erigeron acris 1,00 3,40
Medicago lupulina 0,20
177

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Art
nur in Diasporeneintrag
mittl. %
Deckungsgrad
Mai
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis Mai
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Juli -
Dez.2001
Oenothera biennis 0,20 3,80
Picris hieracioides 1,00
Robinia pseudoacacia 0,40
Rumex crispus 1,00
Senecio vernalis 0,20
Silene noctiflora 0,20
Sonchus arvensis 1,20
Taraxacum laevigatum agg. 0,20
Taraxacum officinale agg. 0,60
Trifolium spec. 0,20
Trifolium campestre 0,20
Trifolium repens 1,40
Typha latifolia 0,20
unbekannte Diasporen ges. 0,20 0,80 2,40
nur in Vegetation
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2002
Gypsophila scorzonerifolia 0,03 0,01 0,03 0,18
Cardaria draba 0,01 0,02 0,01
Rumex thyrsiflorus 0,01
Lepidium campestre 0,03 0,03
Phragmites australis 0,01
Equisetum arvense 0,01
Thlaspi arvense
Deckungsgrad Veg. ges. (%) 0,34 0,21 0,25 0,60
Tab. 58 Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Mücheln-Innenkippe 2 (MI 2)
(Mittelwerte aus drei Aufnahmeflächen Vegetation je 25 m² sowie aus 5 Diasporenfallen mit je 456 cm²)
Art
in Vegetation und Diasporeneintrag
mittl. %
Deckungsgrad
Mai
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis Mai
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Juli -
Dez.2001
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2002
Tussilago farfara 0,22 0,20 0,33 0,17 0,20 0,02
Calamagrostis epigejos 0,05 0,80 0,14 7,20 0,40 14,00 0,70
Oenothera biennis 0,05 0,67 1,20 0,27 0,10
Conyza canadensis 0,05 0,10 24,20 0,17 0,01
Poa compressa 0,02 0,04 0,20 0,17 0,01
Daucus carota 0,01 0,01 1,20 0,10 0,08
Picris hieracioides 0,01 0,03 0,20 0,10 0,07
Betula pendula 1,20 0,01 14,80 0,03 78,20 0,01
Taraxacum officinale agg. 1,00 1,00 0,01
Cirsium arvense 0,60 0,01 0,01
Erigeron acris 0,20 0,01 5,00
Sonchus asper 0,01 0,20 0,01
Medicago lupulina 0,80 0,02
nur in Diasporeneintrag
Achillea millefolium agg. 0,20
Lotus corniculatus agg. 1,00
Lactuca serriola 0,20 0,60
Hieracium pilosella 1,40
Sonchus arvensis 0,40
Typha latifolia 0,40
178

Ergebnisse und Diskussion
Art
nur in Diasporeneintrag
mittl. %
Deckungsgrad
Mai
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis Mai
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Juli -
Dez.2001
Carduus acanthoides 0,20
Silene noctiflora 0,20
unbekannte Diasporen ges. 0,20 1,80 2,40
nur in Vegetation
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2002
Rubus caesius 0,29 0,04 0,33 0,23
Saponaria officinalis 0,07 0,04 0,10 0,10
Diplotaxis tenuifolia 0,04 0,07 0,04
Echium vulgare 0,02 0,04 0,13
Poa angustifolia 0,02 0,01
Silene vulgaris 0,02 0,04 0,01
Plantago intermedia 0,01
nur in Vegetation
Reseda lutea 0,01
Rumex crispus 0,01 0,03
Centaurea stoebe 0,01 0,03
Rumex crispus 0,01 0,04
Hieracium piloselloides 0,01 0,01 0,01
Solidago canadensis 0,01 0,01 0,04
Populus x canadensis 0,01 0,01 0,23 0,04
Hippophae rhamnoides 0,01 0,03 0,33 2,67
Bromus tectorum 0,01 0,03
Arenaria serpyllifolia agg. 0,01 0,01
Gypsophila scorzonerifolia 0,03 0,07
Gypsophila perfoliata 0,01 0,04 0,01
Lycopersicon esculentum 0,01
Ononis repens 0,01 0,10 0,27
Epilobium adnatum 0,01 0,04
Ononis spec. 0,01 0,10
Cirsium vulgare 0,01 0,01
Epilobium adnatum 0,01
Polygonum aviculare agg. 0,01
Rumex sanguineus 0,01
Agrostis gigantea 0,10 0,01
Hieracium piloselloides 0,01
Plantago lanceolata 0,01 0,01
Cardaria draba 0,01
Filago arvensis 0,01
Hieracium brachiatum 0,05
Epilobium spec. 0,01
Festuca rubra agg. 0,01
Inula conyza 0,01
Lathyrus tuberosus 0,01
Phragmites australis 0,01
Deckungsgrad Veg. ges (%) 0,92 1,67 3,20 4,44
179

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 59 Diasporeneintrag und Entwicklung der Vegetation der Rohbodenflächen Mücheln-Innenkippe 3 (MI 3)
180
Art
in Vegetation und Diasporeneintrag
mittl. %
Deckungsgrad
Juni
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis April
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Juli –
Dez.2001
mittl. %
Deckungsgrad
Okt.
2002
Lotus corniculatus agg. 2,33 2,60 1,83 13,20 3,83 0,60 5,67
Poa compressa 0,73 0,20 0,17 0,37 0,83
Plantago lanceolata 0,50 0,40 0,27 0,20 0,43 1,00
Calamagrostis epigejos 0,40 0,20 0,17 1,80 0,67 15,80 3,00
Cirsium arvense 0,23 0,40 0,17 0,17 0,60 0,17
Picris hieracioides 0,20 0,10 0,40 0,67 4,40 2,53
Daucus carota 0,17 0,20 0,60 0,43 8,80 0,70
Rumex crispus 0,07 0,20 0,04 0,40 0,03
Hordeum jubatum 0,07 2,20 0,01
Oenothera biennis 0,01 0,04 0,17 0,60 0,10
Medicago lupulina 0,20 0,20 0,07 0,40
Lepidium campestre 0,20 0,01 0,02
Polygonum aviculare agg. 0,04 0,03 0,20 0,03
nur in Diasporeneintrag
Agrostis capillaris 0,20
Festuca rubra agg. 0,20
Trifolium arvense 0,20
Trifolium pratense 0,20
Betula pendula 3,40 15,40
Agrostis stolonifera agg. 0,40
Chaenorhinum minus 0,20
Poa spec. 0,20 1,80
Onobrychis viciifolia agg. 32,00
Conyza canadensis 7,60
Papaver spec. 1,20
Trifolium repens 1,20
Tussilago farfara 0,80
Typha latifolia 0,40
Helianthus spec. 0,20
unbekannte Diasporen ges. 0,60 2,40 2,60
nur in Vegetation
Trifolium campestre 0,40
Thlaspi arvense 0,27
Agrostis gigantea 0,20 0,73 0,83 2,33
Diplotaxis tenuifolia 0,13 0,20 0,23 0,13
Taraxacum officinale agg. 0,13 0,01 0,01
Gypsophila perfoliata 0,10 0,01
Lolium perenne 0,10 0,04 0,03 0,03
Echium vulgare 0,07 0,04 0,50 0,22
Rumex crispus 0,07 0,04 0,03 0,03
Sanguisorba minor 0,07 0,07
Ononis repens 0,10 1,30 0,80 0,33
Melilotus altissima 0,04
Achillea millefolium agg. 0,03 0,03 0,11 0,37
Cardaria draba 0,02
Cerastium holosteoides 0,01
Puccinellia distans 0,01
Reseda lutea 0,01 0,03
Matricaria maritima 0,01 0,01 0,01 0,01
Melilotus alba 0,07 0,43 1,33
Hieracium piloselloides 0,03
Cirsium vulgare 0,01 0,07

Ergebnisse und Diskussion
Art
nur in Vegetation
mittl. %
Deckungsgrad
Juni
2000
mittl.
Anzahl
Diasporen
Mai-Juli
2000
mittl. %
Deckungsgrad
Sept.
2000
Lepidium spec. 0,01
Lolium perenne 0,01
mittl.
Anzahl
Diasporen
Aug. 2000
bis April
2001
mittl. %
Deckungsgrad
Aug.
2001
mittl.
Anzahl
Diasporen
Juli –
Dez.2001
mittl. %
Deckungsgrad
Okt.
2002
Melilotus officinalis 0,30 0,03
Centaurea stoebe 0,17 0,90
Gypsophila scorzonerifolia 0,01 0,01
Erigeron acris 0,01
Carlina vulgaris agg. 0,01 0,01
Hypericum perforatum 0,01 0,03
Carduus acanthoides 0,01
Deckungsgrad Veg. ges. (%) 6,44 5,54 10,34 20,39
Die Artenzusammensetzung blieb auf den vier Standorten relativ konstant, obwohl in den
Diasporenfallen neue Arten im Eintrag nachgewiesen werden konnten. Diese eingetragenen
Diasporen sind überwiegend Einzelereignisse, d.h. es wurden jeweils nur wenige Diasporen einer Art
in den Fallen gefunden. Nur in Ausnahmenfällen konnten sich über die (nachgewiesenen)
eingetragenen Diasporen auch neue Arten etablieren (z.B. Conyza canadensis, Betula pendula,
Cirsium arvense, Medicago lupulina, Calamagrostis epigejos, Lepidium campestre, Polygonum
aviculare). Damit lässt sich schlussfolgern, dass die Standortbedingungen für die Etablierung einer
Vielzahl von Arten unterschiedlichster Ansprüche zwar prinzipiell geeignet sind, neue Etablierungen
aber nur als Einzelereignisse stattfinden.
Die weitere Ausbreitung bereits etablierter Arten verläuft auf den meisten Flächen ebenfalls stark
verzögert, obwohl von diesen Arten z.T. hohe Samenzahlen produziert werden. Im Gegensatz dazu
konnten sich auf den Flächen des Standortes MI 3 vor allem die bereits auf der Fläche
vorkommenden Arten weiter ausbreiten (u.a. Lotus corniculatus, Calamagrostis epigejos, Picris
hieracioides), so dass im Jahr 2002 bereits durchschnittlich 20 % der Flächen mit Vegetation bedeckt
waren. Dieser Unterschied wird hauptsächlich auf den geringeren Kohlegehalt der Flächen des
Standortes MI 3 zurückgeführt, da sich alle anderen Parameter nicht wesentlich von denen der
anderen Flächen unterscheiden. Diese Ergebnisse werden auch durch die multifaktoriellen Analysen
der Vegetationsaufnahmen im Geiseltal bestätigt (siehe Abb. 104). Als ein wesentlicher Faktor für die
Verzögerung der Vegetationsentwicklung im Südraum wird ein Kohlegehalt von > 10 % abgeleitet. Es
wird dabei ein Zusammenhang zwischen den stark hydrophoben Eigenschaften der kohligen
Substrate (schlechte Wasseraufnahme auf Grund hoher Schluff-Anteile) und der starken Erwärmung
und Austrocknung auf Grund der dunklen Farbe angenommen, da auf ähnlichen Standorten im
Einflussbereich des Grundwassers die Vegetationsbesiedlung wesentlich schneller vonstatten gehen
kann.
Auf der Grundlage aller in den beiden Forschungsprojekten FBM (1999) und FLB kartierten Biotope
mit ihrer Vegetationsausstattung wurde die zeitliche und standörtliche Differenzierung der
Hauptbiotoptypen analysiert (zur Methodik vgl. Kap. 2.6, 2.7 und 2.8). Die Hauptbiotoptypen sind im
HISABELH ausführlich charakterisiert (vgl. Kap. 4.1.2.1).
Zu beachten ist bei der Interpretation der Daten, dass in den Untersuchungen die höheren
Altersklassen auf Grund des geringeren Flächenumfangs an älteren Sukzessionsflächen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts unterrepräsentiert sind.
181

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Anteil der kartierten Flächen in %
100
80
60
40
20
0
0-15 16-30
31-45
>46
Altersklasse
OR (Rohböden) n = 39
KKA (kurzlebige GKF) n = 13
KKP (ausdauernde GKF) n = 171
MMS (Sandmagerrasen) n = 94
MZ (Zwergstrauchheiden) n = 6
B (Binnensalzstellen) n = 0
GKF = Gras-Kraut-Flur
Anteil der kartierten Flächen in %
100
80
60
40
20
0
0-15 16-30
31-45
>46
Altersklasse
KKC ( Calamagrostis-Flur) n = 45
RR (Röhrichte) n = 42
RC (Seggenrieder) n = 8
N (Niedermoorinitiale) n = 19
HGH (Gebüsche, heimische Arten) n = 4
VP (Pionierwälder) n=15
Abb. 96
Prozentuales Vorkommen der Hauptbiotoptypen in vier Altersklassen – Nordraum
Abb. 96 und Abb. 97 geben für den nördlichen und den südlichen Tagebauraum Sachsen-Anhalts das
prozentuale Vorkommen der Hauptbiotoptypen in den vier Alterklassen wieder. Die Alterklasse 0 –
15 Jahre wird von den Offenlandbiotopen Rohboden, kurzlebige und ausdauernde Gras-Kraut-Flur,
Sandmagerrasen und Zwergstrauchheiden dominiert. Bemerkenswert ist jedoch, dass diese
Offenlandbiotope nicht auf die jüngste Altersklasse beschränkt bleiben, sondern auch in den höheren
Altersklassen mit beachtlichen Anteilen vorkommen. Dies ist auf eine Stagnation der
Sukzessionsprozesse, insbesondere der Gehölzbesiedlung, unter extremen Standortbedingungen
zurückzuführen. Ein Beispiel ist die in Kap. 5.1.2 anhand des Tagebaugebietes Goitsche
beschriebene deutlich differenzierte Entwicklungsgeschwindigkeit von Sandmagerrasen und ihren
Verbuschungsstadien auf unterschiedlichen Substraten. In der Tabelle in Anlage 15 weisen
beispielsweise Rohbodenbiotope und andere Offenlandbiotope in den höheren Altersklassen
prinzipiell niedrigere mittlere pH-Werte als die jüngsten Standorte auf. Hier wird der Prozess der
zunehmenden Vegetationsdifferenzierung entlang der Standortgradienten deutlich. Auf
besiedlungsfreundlicheren Standorten mit höheren pH-Werten werden die Offenlandarten schneller
von konkurrenzkräftigeren Arten (meist Gehölze, z.T. auch Calamagrostis epigejos) verdrängt.
182

Ergebnisse und Diskussion
Anteil der kartierten Flächen in %
100
80
60
40
20
0
0-15 16-30
31-45
>46
Altersklasse
OR (Rohböden) n = 76
KKA (kurzlebige GKF) n = 6
KKP (ausdauernde GKF) n = 201
MMS (Sandmagerrasen) n = 3
MZ (Zwergstrauchheiden) n = 0
B (Binnensalzstellen) n = 4
GKF = Gras-Kraut-Flur
Anteil der kartierten Flächen in %
100
80
60
40
20
0
0-15 16-30
31-45
>46
Altersklasse
KKC ( Calamagrostis-Flur) n = 92
RR (Röhrichte) n = 103
RC (Seggenrieder) n = 6
N (Niedermoorinitiale) n = 19
HGH (Gebüsche, heimische Arten) n = 4
VP (Pionierwälder) n = 21
Abb. 97
Prozentuales Vorkommen der Hauptbiotoptypen in vier Altersklassen – Südraum
Zwergstrauchheiden befinden sich im Mitteldeutschen Raum am Rande ihres deutlich atlantisch
geprägten Verbreitungsschwerpunktes (SCHUBERT 1960). In der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft kommen sie nur im Nordraum vor (vgl. Abb. 96 und Abb. 97).
Eine weitere Ausbreitung wird von einer gewissen Rohhumusakkumulation abhängig sein. Fehlende
Diasporenquellen sind offensichtlich nicht die entscheidende Ursache, da Sodenschüttungen und –
versetzungen mit Heidekrautbeständen sich in der Goitsche aktuell auch nur sehr langsam ausbreiten.
Sukzessionswälder sind in der nördlichen Tagebauregion bislang deutlich unterrepräsentiert (vgl.
auch Kap. 4.1.2.1). Neben den zeitlich verzögerten Besiedlungsprozessen auf den sandigen und
trockenen Standorten (z.B. Tagebaugebiet Goitsche) ist dafür auch der dynamische Prozess des
Grundwasseranstieges und der Verlust von bisher etablierten Vorwäldern durch Überstauung bzw.
starke Vernässung zu beachten. Ein weiterer wesentlicher Grund für die geringe Anzahl an
Sukzessions-Vorwäldern in der nördlichen Tagebauregion sind die umfangreichen Aufforstungen und
Graseinsaaten auf den Kippenflächen, die eine Sukzession zu Vorwäldern ausschließen. Die
wenigen existierenden Vorwälder konnten sich vor allem auf Standorten mit höheren Tongehalten
etablieren. Im Südraum, der insgesamt durch nährstoffreichere Substrate gekennzeichnet ist, scheint
die Gehölzbesiedlung weniger durch Substratparameter beeinflusst zu werden. Lediglich sehr
trockene, stark kohlehaltige und sehr saure Standorte werden verzögert besiedelt. Auf allen übrigen
Flächen ist die Varianz der Standortfaktoren sehr hoch und es muss auf die entscheidende Bedeutung
von Diasporenquellen („first comer – Effekt“) für die Ausprägung der ersten Besiedlungsphasen
verwiesen werden (Tabelle in Anlage 15).
Im durch Grund- oder Oberflächenwasser beeinflussten Bereich ist im Gegensatz zu den Erfahrungen
aus dem Lausitzer Braunkohlenrevier eine relativ schnelle Besiedlung mit Röhrichten zu verzeichnen
(PIETSCH 1979). Viele der Röhrichtarten verfügen über effektive Fernausbreitungsmechanismen (vgl.
Kap. 4.1.1) Die Ausbildung typischer Röhrichtstrukturen erreicht in der zweiten und dritten
Altersklasse ihren Höhepunkt. Bemerkenswert ist, dass sowohl im Nord- als auch im Südraum
Röhrichte vorrangig auf schwach sauren bis neutralen Standorten kartiert wurden. Die auf den
Lausitzer Bergbaufolgeflächen häufigen Zwiebelbinsen-Rasen konnten sich nur selten etablieren (vgl.
Kap. 4.1.2.2). Seggenrieder benötigen für ihre Entwicklung offensichtlich längere Zeiträume; ihre
typischen Arten werden, im Gegensatz zu den meisten Röhrichtarten, nicht mittels des Vektors Wind
ausgebreitet. Seggenrieder wurden bislang nur auf kalkhaltigen Standorten kartiert.
183

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Erwartungsgemäß wurden Niedermoorinitiale vorrangig auf den ältesten Standorten vorgefunden, da
zur Ausprägung der typischen Biotopstruktur mit entsprechenden Torfschichten relativ lange
Zeiträume benötigt werden. Bei entsprechendem Wasserhaushalt entwickeln sie sich sowohl auf
sauren, sandigen Substraten als auch auf basenreichen Substraten.
Auf Grund der hohen Präsenz des Land-Reitgrases in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft wird
dieser Biotoptyp eingehender betrachtet (vgl. auch Calamagrostis-Fluren im ISABEL). Das klonal
wachsende Land-Reitgras hat einen Verbreitungsschwerpunkt in der Altersklasse 16 - 30 Jahre
(zeitliches Optimum). Auf jungen Flächen können sich nur selten schon Land-Reitgras-dominierte
Biotope ausprägen, auf älteren Flächen wird die Art offensichtlich durch Gebüschstadien und
Vorwälder verdrängt. Im Nordraum sind weniger als 10 % der kartierten Bereiche durch das Land-
Reitgras dominiert. Im Südraum haben Land-Reitgras-dominierte Biotope eine größere Bedeutung
(17 %) und der Verbreitungsschwerpunkt ist auf die Altersklasse 31 - 45 Jahre ausgeweitet. Eine
detailliertere Analyse der Deckungsgradentwicklung der Art in allen Biotoptypen zeigt aber, dass sehr
dichten Land-Reitgras-Fluren mit Deckungen > 50 % eine geringere Bedeutung als angenommen
zukommt (Abb. 98)
Nordraum (n=572)
Südraum (n=662)
bis 15 Jahre
n=142
bis 15 Jahre
n=160
16 - 30 Jahre
n=191
16 - 30 Jahre
n=223
31 - 45 Jahre
n=155
> 45 Jahre
n=84
31 - 45 Jahre
n=162
> 45 Jahre
n=116
Land-Reitgras-
Deckung
> 50%
>30 - 50%
> 15 - 30%
>5 - 15%
< 5%
unbesiedelt
Abb. 98 Flächenanteile differenzierter Deckungsgradklassen von Calamagrostis epigejos in allen Biotoptypen
entlang des Altersgradienten
Die Auswertungen zeigen deutlich, dass Calamagrostis epigejos zwar weit verbreitet ist, aber nur auf
wenigen Standorten tatsächlich zur Dominanz kommt und für den Aufbau dichterer Populationen
relativ viel Zeit benötigt. Außerdem ist festzustellen, dass auf Grund der geringen Dominanzanteile in
der höchsten Altersklasse lediglich von einem temporären Dauerstadium gesprochen werden kann
(vgl. auch WIEGLEB & FELINKS 2001).
Die breite ökologische Amplitude des Land-Reitgrases wird auch durch die Auswertung der
Zeigerwertspektren (nach ELLENBERG 1979) deutlich. Dazu wurden alle verfügbaren
Vegetationsaufnahmen (n = 1235) aus dem aktuellen Projekt und dem Vorläuferprojekt FBM (1999)
ausgewertet. Das Land-Reitgras ist in der Lage, fast das gesamte Zeigerwertspektrum in der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft mit mehr oder weniger ausgeprägten Vorkommen zu besiedeln
(Feuchtigkeits-Zeigerwert 3 – 11, Reaktions-Zeigerwert 2 – 9, Stickstoff-Zeigerwert 2 – 9, Licht-
Zeigerwert 6 – 8). Das Besiedlungsoptimum liegt dabei in beiden Tagebauregionen deutlich im
frischen bis mäßig feuchten Bereich; auf sehr trockenen (vor allem Nordraum) sowie auf sauren,
nährstoffarmen Flächen nehmen Besiedlungsfrequenz und der Deckungsgrad ab (Abb. 99). Abb. 100
a und b stellen Land-Reitgras-Dominanzbestände mit > 30 % Deckung in Feuchtezahl-Reaktionszahl-
Ökogrammen dar. Insbesondere in der nördlichen Tagebauregion wird die breite Streuung der
Dominanzbestände hinsichtlich der Bodenreaktion deutlich.
184

Ergebnisse und Diskussion
Nordraum (n = 573)
Südraum (n = 662)
Abb. 99
Flächenbesiedlung und Deckungsausprägung von Calamagrostis epigejos L. unter dem Einfluss
verschiedener Standortfaktoren anhand von Zeigerwerten
Wie aus Abb. 101 ersichtlich, unterscheiden sich die mittleren pH-Werte der nach Deckungsklassen
von Calamagrostis epigejos differenzierten Flächen bei Land-Reitgras-Deckungen von 0 – 50 % im
Nordraum nicht signifikant voneinander. Nur sehr dichte Dominanzbestände mit > 50 % Deckung
zeigen eine deutliche Bindung an Flächen, welche pH-Werte über 6 aufweisen. In der südlichen
Tagebauregion mit im allgemeinen weniger sauren Böden, werden durchgängig höhere Land-
Reitgras-Deckungen erreicht; eine Präferenz oder ein Meiden bestimmter pH-Wert-Bereiche kann
nicht festgestellt werden. Die Angaben zu den Minimum- und Maximum-Werten in Abb. 101 zeigen
außerdem eindrucksvoll, dass das Land-Reitgras prinzipiell die gesamte Standortamplitude
hinsichtlich des pH-Wertes in den beiden Untersuchungsräumen besiedeln kann.
185

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Nordraum
Südraum
mittlere Reaktionszahl
9
8
7
6
5
4
3
R
R R
R R R
R
R
R
R R R R
R
R
R
R R
R
R
R
R
R
R
R
R R R
R
mittlere Reaktionszahl
9
8
7
6
5
4
3
RR
R
R
RR R
RR
R
R
RR
R
RR
R
R R
RR
R R R R
R
R
R R
R
R R R
R
R
R
R R
R
3 5 6 8 9 11
mittlere Feuchtezahl
3 5 6 8 9 11
mittlere Feuchtezahl
Abb. 100 Ökogramme von Land-Reitgras-Dominanzbeständen mit > 30 % Deckung
Nordraum
Südraum
mittlerer pH-Wert der Flächen
8,0
7,0
6,0
5,0
mittlerer pH-Wert der Flächen
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
4,0
3,0
3,0
2,0
n=55 n=204 n=43 n=23 n=10 n=6
2,0
n=57 n=237 n=93 n=35 n=37 n=11
unbesiedelt
< 5%
>5 - 15% >30 - 50%
>15 - 30%
> 50%
Land-Reitgras-Deckung
unbesiedelt
< 5%
5 - 15%
30 - 50%
15 - 30%
> 50%
Land-Reitgras-Deckung
Abb. 101 Boxplots der pH-Werte der nach Land-Reitgras-Deckung klassifizierten Untersuchungsflächen, a:
Nordraum, b: Südraum
Die Abb. 102 a und b geben die Ausprägung der Land-Reitgras-Deckung in Abhängigkeit von der
Bodenart (Bodenartenhauptgruppe nach AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN 1994) wieder. Im
Nordraum befindet sich der Großteil der Land-Reitgras-Dominanzbestände auf den dort häufigeren
Sandböden. Aber auch auf Lehmböden bildet das Land-Reitgras auf ca. einem Viertel der Flächen
höhere Deckungswerte von > 15 % aus. Weniger stark besiedelt werden hingegen die stark
tonhaltigen Substrate im Norden.
Diese Flächen weisen zumeist Vorwaldstadien auf, in denen das Land-Reitgras zwar stetig vorkommt,
aber auf Grund der Beschattung nicht mehr in der Lage ist, zur Dominanz zu gelangen. Insbesondere
bei Gehölzdeckungen > 50 % sinkt die Land-Reitgras-Deckung signifikant. Die Art meidet demzufolge
nicht die tonhaltigen Substrate, sondern erliegt auf diesen Standorten der Konkurrenz durch die
Gehölze.
In der südlichen Tagebauregion bevorzugen Land-Reitgras-Dominanzbestände die dort häufigen
Lehmböden; Sandböden werden gleichfalls relativ häufig besiedelt. Bedeutend seltener als auf diesen
Böden gelangt die Art auf den oftmals stark kohlehaltigen Schluffflächen zur Dominanz. Mehr als 75 %
186

Ergebnisse und Diskussion
dieser Flächen weisen keine oder nur geringe (< 5 % Deckungsgrad) Vorkommen der Art auf. Ein
Großteil dieser Flächen sind Rohböden, welche sehr jung (Altersklasse 0 - 15 Jahre) und/oder durch
den hohen Kohlegehalt (insbesondere an der Oberfläche) extrem hydrophob und dadurch
austrocknungsgefährdet sind.
Nordraum
Südraum
Sand
n=76
Sandflächen
n=53
Lehm
n=31
Ton
n=12
Lehmflächen
n=64
Schluffflächen
n=44
Land-Reitgras-
Deckung
> 50%
>30 - 50%
>15 - 30%
>5 - 15%
< 5%
unbesiedelt
Abb. 102 Deckungsgradausprägung des Land-Reitgrases im Nord- und Südraum der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts in Abhängigkeit vom Bodensubstrat
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass das Land-Reitgras eine sehr breite ökologische
Amplitude aufweist, welche es ihm ermöglicht, fast das gesamte in der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft vorkommende Standortspektrum zu besiedeln. Trotz der
Häufigkeit der Art werden nur selten sehr dichte Dominanzbestände aufgebaut, welche gleichfalls im
Hinblick auf die abiotischen Standortbedingungen eine breite Streuung aufweisen können. Gemieden
werden lediglich zu trockene sowie zu nasse Standorte. Bei Grundwasseranstieg infolge der Flutung
nimmt der Deckungsgrad von Calamagrostis epigejos relativ rasch zugunsten von Röhrichtarten ab
(vgl. Kap. 4.3.5). Beschleunigt wird dieser Prozess zusätzlich durch Störstellen (z.B.
Wildschweinsuhlen). Die zunehmende Besiedlung der Kippenflächen durch Gehölze führt durch
Ausschattung in den höheren Altersklassen zu einem deutlichen Rückgang der Land-Reitgras-
Bestände.
Im Folgenden sollen die Entwicklungsprozesse von einigen repräsentativen Vegetationstypen und
Sukzessionsfolgen detaillierter analysiert werden. Die naturschutzfachlich besonders wertvollen
Sandmagerrasen in der Goitsche werden im Kap. 5.1.2 ausführlich behandelt. An dieser Stelle
werden die Ergebnisse zu den Entwicklungsprozessen im Geiseltal zusammenfassend analysiert.
Für eine eingehendere Analyse und Prognose der räumlichen und zeitlichen
Vegetationsdifferenzierung der terrestrischen Flächen im Geiseltal wurden die aktuellen
Rasterkartierungen dieses Raumes ausgewertet. Für die Analysen wurden 186
Vegetationsaufnahmen der Rasterkartierungen herangezogen (zur Methodik siehe Kap. 2.8).
Mosaike aus offenen Biotopstrukturen (mit Elementen der Magerrasen, Frischwiesen und
Ruderalfluren) sowie deren Verbuschungsstadien und Vorwälder sind für das durch
besiedlungsfreundlichere Substrate gekennzeichnete Geiseltal typisch. Im semiaquatischen Bereich
und auf sehr nassen Standorten konnten sich Klein- und Großröhrichte sowie Niedermoorinitiale
ausbilden (FBM 1999). Im Folgenden sollen generelle Sukzessionstrends im terrestrischen Bereich
durch eine Hauptkomponenten-Analyse von Vegetationsaufnahmen in den Tagebauen Kayna-Süd
(Südteil) und Mücheln-Innenkippe dargestellt werden (Abb. 103).
Während entlang der II. Achse ein deutlicher Verbuschungsgradient zu sehen ist, trennt die III. Achse
die Landröhrichte deutlich von den Offenland- und Vorwaldbiotoptypen. Die verschiedenen
Offenlandtypen (Pionierfluren, lückige und dichte Gras-Kraut- und Land-Reitgras-Fluren) ordnen sich
entlang der I. Achse an. Pionierfluren sind erwartungsgemäß mit durchschnittlich 12 Jahren am
jüngsten, wobei es auf Extremflächen (stark kohle- und schluffhaltiges, verdichtetes Tertiärsubstrat mit
pH-Werten zwischen drei und vier) auch 33 Jahre alte Flächen gibt. Für die verbuschten Pionierfluren
ist der Stichprobenumfang für eine weitergehende Analyse zu gering (n = 3). Die Gras-/Krautfluren
187

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
sowie die Land-Reitgras-Fluren zeigen mit 18 – 26 Jahren ein ähnliches mittleres Alter; bei allen
Typen treten sowohl sehr junge (1 - 6 Jahre) als auch sehr alte (34 - 41 Jahre) Flächen auf. Die
Verbuschungsstadien sind mit durchschnittlich 27 - 29 Jahren (ohne Pionierfluren) etwas älter, wobei
der Unterschied nicht signifikant ist. Die Vorwälder sind mit 29 - 33 Jahren am ältesten. Sowohl bei
den Verbuschungsstadien als auch bei den Vorwäldern sind die Spannweiten minimalen und
maximalen Alters wesentlich geringer als bei den Offenlandbiotopen. Obwohl im Ordinationsplot
deutliche Übergänge der Offenlandstadien zu den Vorwäldern vorhanden sind (z.B. Land-Reitgras-
Flur → verbuschte Land-Reitgras-Flur → Land-Reitgrasreicher Vorwald), muss eine solche Abfolge
nicht zwingend in jedem Offenlandbiotop stattfinden. Die extremen Standortverhältnisse sowie die
hohe Konkurrenz in dichten Beständen krautiger Arten („first comer – Effekte“) führen zur Ausbildung
von Mosaiken aus gleichalten Pionierfluren, Gras-Kraut-Fluren, Land-Reitgras-Fluren und Vorwäldern.
Erst nach Störungen, nach dem Zusammenbruch dominanter Populationen krautiger Arten
(Entwicklungszyklen) und/oder durch massiven Diasporendruck infolge Gehölzentwicklung auf
benachbarten Flächen kann es zur Etablierung von Gehölzen kommen.
-0.7 +0.8
Achse II (14.4 %)
Achse III (11.7 %)
Achse I (21.0 %)
Achse I (21.0 %)
Alter (J.)Stabwn Min Max n
Birkenpionierwald 31,4 3,7 24 34 10
Birkenpionierwald mit Land-Reitgras 28,8 4,5 24 34 6
Birkenpionierwald ohne Krautschicht 33,0 0,0 33 33 5
Pionierflur, verbuscht 33,0 0,0 33 33 3
Gras-Kraut-Flur, verbuscht 28,8 4,2 24 33 6
Land-Reitgras-Flur, verbuscht 27,0 7,1 10 33 12
Landröhricht, verbuscht 27,8 4,6 22 33 6
Pionierflur 12,9 14,9 1 33 20
lückige Gras-Kraut-Flur 19,7 13,7 1 41 26
dichte Gras-Kraut-Flur 18,0 10,7 2 34 19
lückige Land-Reitgras-Flur 25,6 9,9 6 41 20
dichte Land-Reitgras-Flur 22,9 10,5 5 34 28
Landröhricht 21,2 10,9 1 41 21
-0.5 +0.7
Abb. 103 Hauptkomponentenanalyse von Vegetationsaufnahmen im Tagebau Kayna-Süd (Südteil) und Mücheln-
Innenkippe aus 2000/2001 (wurzeltransformierte Daten).
Gleiche Biotoptypen wurden mit gleichen Symbolen gekennzeichnet und mit einer dünnen Linie umrandet. Die
Gesamtvarianz aller vier Achsen beträgt 53,8 %
In einem nächsten Schritt wurden die Datensätze einer multifaktoriellen Analyse unter Einbeziehung
der Umweltparameter unterzogen (Abb. 104). Ausgeschlossen wurden lediglich
Übergangsgesellschaften (Verbuschungsstadien) sowie Flächen, die jünger als 15 Jahre sind, um
stochastische Besiedlungseffekte zu Beginn der Sukzession nicht überzubewerten.
188

Ergebnisse und Diskussion
Die Ergebnisse zeigen eine tendenzielle Ähnlichkeit zu den mit dem gesamten Datensatz erzeugten
Ergebniss, es kann aber eine bessere Varianzerklärung erzielt werden. Damit wird erneut die
Notwendigkeit einer differenzierten Betrachtung der Entwicklungsprozesse im Nord- und Südraum
deutlich.
Dichte Land-Reitgras-Fluren sind auf Flächen mit den höchsten pH-Werten konzentriert. Auf Flächen
mit geringeren pH-Werten sind entlang des pH-Wert-Gradienten zuerst lichte Land-Reitgras-Fluren,
dann Gras-Kraut-Fluren ausgebildet.
Standorte mit Rohbodengesellschaften (Pionierfluren) weisen deutlich höhere Kohlegehalte in den
Substraten auf, sie sind weitgehend vegetationsfrei und zeigen niedrigere pH-Werte als der
Schwerpunkt der RDA. Röhrichte haben erwartungsgemäß eine Präferenz zu Standorten mit hohen
Feuchtezahlen, außerdem zu Standorten mit niedrigeren Kiesgehalten als der Schwerpunkt der RDA.
Bei Betrachtung der ersten drei Achsen weisen die Vorwälder bis auf eine Ausnahme höhere
Kiesgehalte auf als die anderen Vegetationseinheiten, die pH-Werte liegen mit einer Ausnahme im
Schwerpunkt bzw. sind niedriger als der Schwerpunkt. Die Entwicklung von Vorwäldern im Südraum
ist damit nicht, wie erwartet, auf die eher bindigen Substrate mit höheren pH-Werten konzentriert,
sondern ist vor allem auf Standorten mit weniger verdichtungsgefährdeten Mischsubstraten schwach
saurer pH-Werte fortgeschritten.
Axes 1 2 3 4
Eigenvalues: 0.110 0.043 0.014 0.007
Species-environment correlations: 0.679 0.546 0.502 0.476
Cumulative percentage variance
of species data: 11.0 15.3 16.6 17.3
of species-environment relation: 63.4 88.1 96.1 100.0
Abb. 104
RDA mit Vegetationsaufnahmen des Tagebaus Kayna-Süd (Südteil) und Mücheln-Innenkippe aus
2000/2001 (wurzeltransformierte Daten)
Zusammenfassend kann für die Besiedlungsdynamik in der Tagebaufolgelandschaft folgendes
festgestellt werden: Während die Extrembereiche im Standortspektrum dauerhaft nur von wenigen
Spezialisten besiedelt werden (vgl. auch PIETSCH 1998), können im mittleren ökologischen Bereich
„first-comer-Effekte“ (Priority-Effekt, PAINE 1980) klonal wachsender Arten (Calamagrostis epigejos)
189

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
oder zu hoher Diasporenproduktion neigende Arten (Betula pendula) für die ersten
Besiedlungsphasen eine große Rolle spielen, wobei sich Arten der Vorwälder vor allem auf weniger
bindigen aber nicht rein sandigen und karbonatreichen Substraten schneller durchsetzen können.
Die Verfügbarkeit von Diasporen beeinflusst die Ausprägung und Länge der Sukzessionstadien und
trägt zu einer großen Vielfalt in den Sukzessionsmustern bei (vgl. auch WIEGLEB & FELINKS 2001).
Diese Vielfalt der Entwicklungswege wird bspw. auf den insgesamt besiedlungsfreundlicheren
Substraten des Geiseltals (Tagebaue Mücheln und Kayna-Süd) deutlich. Insgesamt konnten sich in
den beiden Tagebaubereichen 376 Arten etablieren. Unter den besiedlungsfreundlicheren
Bedingungen haben 26 % der untersuchten Flächen nach 30 Jahren ein Verbuschungs- oder
Vorwaldstadium erreicht. Extremflächen (stark kohle- und schluffhaltiges, verdichtetes Tertiärsubstrat
und/oder pH-Werte < 4) stagnieren dagegen auch nach drei Jahrzehnten in einem sehr lückigen
Pionierstadium der Pflanzenbesiedlung. Hier wirkt vorrangig der "Filter-Effekt" der Standortfaktoren
(HOULE 1996), da diese Rohbodeninseln von bereits besiedelten Kippenflächen umgeben sind und
damit ausreichend Diasporenquellen vorhanden sind.
Ähnlich differenzierte Entwicklungen können auch für den Nordraum der Tagebaufolgelandschaft
angeführt werden. Während bspw. auf der Halde 10/35 innerhalb von ca. 40 Jahren weitgehend
ungestörter Vegetationsentwicklung ein Birkenpionierwald entstehen konnte, etablierten sich auf dem
Sandtrockenrasen bei Petersroda auf Grund der hohen Tertiäranteile der Substrate bisher kaum
Gehölze. Die Vielfalt der Entwicklungswege führt zu einem räumlichen Nebeneinander
unterschiedlichster Sukzessionsstadien (Pioniervegetation, Offenland, Verbuschungsstadien,
Vorwälder). Die Ausbildung dieser Biotopmosaike trägt entscheidend zur floristischen Biodiversität der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft bei. In den vorliegenden Untersuchungen konnten wesentliche
Schaltstellen für die Differenzierung von Entwicklungswegen (vgl. Kap. 5.1.1.1) und tendenzielle
Angaben zur Länge von Sukzessionsstadien und –phasen herausgearbeitet werden.
4.1.3.3.3 Die Produktivität der Standorte anhand der oberirdischen pflanzlichen Biomasse
(Matthias Stolle & Hans-Werner Sonntag)
Bodengenese und die Sukzession der Pflanzenbestände können als System sich gegenseitig
durchdringender und einander bedingender chemischer, physikalischer und biologischer Prozesse
aufgefasst werden. Die Vorgänge sind jedoch so komplex, dass bisher nur grobe Zusammenhänge
und zahlreiche Teilaspekte aufgeklärt werden konnten. Entwicklungsprognosen können jedoch nur
gestellt werden, wenn bestimmte Indikatoren gefunden sind, die für möglichst viele
Entwicklungsstadien in einem Sukzessionsverlauf zutreffen.
Ausgangspunkt für den biotischen Teil der Bodenbildung ist pflanzliche Biomasse als Grundlage
verschiedener Nahrungsketten. Sie kann daher in ihrer Höhe und in der Art der Zusammensetzung als
Maß für einen bestimmten Entwicklungsstand im Sukzessionsverlauf für alle Standorte gelten, die
ähnliche mineralogische und klimatologische Voraussetzungen aufweisen.
Qualität und Quantität der Kohlenstoff- und Stickstoffumsätze in einem Ökosystem hängen wesentlich
von der Primärproduktivität auf und im mineralischen Ausgangssubstrat ab. Die Erfassung der
pflanzlichen Biomasse und seiner regelmäßig absterbenden Teile ist daher eine wichtige
Voraussetzung für die Charakterisierung der Bodenbildung. Sie erfolgte für den oberirdischen Teil
getrennt nach Gehölzen, krautigen Arten, Moosen und Flechten, Streu (L/O) und Totholz.
Den untersuchten Vegetationstypen wurden dabei die extrapolierten Biomassen der Bodenvegetation
und der Streu (je 3 x 1 m²) und die errechnete Gehölzbiomasse zugeordnet.
Die Biomasseproben wurden bei 105 °C getrocknet, gewogen und anschließend in einer Schlagmühle
oder Brabendermühle gemahlen. Probestämme wurden mit der Kettensäge angeschnitten und die
Sägespäne weiterverarbeitet (Mühle). Als Parameter wurden Trockenmasse, N und C bestimmt.
Im Rahmen begleitender Vegetationsaufnahmen wurde der Deckungsgrad analog zur Methodik der
anderen Projektpartner prozentgenau in den Kategorien nach Tab. 13 geschätzt.
190

Ergebnisse und Diskussion
Flora und pflanzliche Biomasse
Auf manchen Standorten der Untersuchungsgebiete Goitsche und Geiseltal können Kryptogamen
einen erheblichen Teil der oberirdischen pflanzlichen Biomasse ausmachen (Tab. 60). Besonders auf
Standorten mittlerer Altersklassen (2/3: 16 - 30 Jahre bzw. 31 - 45 Jahre) ohne Konkurrenz höherer
Pflanzen wurden kleinflächig (1 m²) bei Flechten > 1500 g/m² und bei Moosen > 300 g/m² TS ermittelt.
Der Hauptanteil der Biomasse wird durch Arten gut belichteter Standorte gestellt.
Tab. 60 Zusammensetzung der pflanzlichen Biomasse (g/m²)- Übersicht (2002)
Vegetationstyp
Alter
2002
Gesamt
biomasse
von - bis
Gras/
Kraut
von - bis
Moose/
Flechten
von - bis
Gehölze
von - bis
org. Auflage
von - bis
Trockenrasen
C09 Trockemrasen verbuschend 33 1778 - 1800 36 – 59 665,5 1076 0 - 45
Gras-Kraut-Fluren
C04 Mulchdecksaat (1995) 7 287 - 420 59 – 236 184 - 194 10 0 - 23
B05 Mulchdecksaat (1995) 7 289 - 373 10 – 64 213 2 23 - 94
B01 Mulchdecksaat (1992) 10 388 - 698 59 – 123 161 - 323 39 167 - 232
F02 Calamagrostisflur 27 527 - 713 83 – 99 144 8 277 - 478
Vorwälder
B08 Birkenvorwald 37 1127 - 1237 7 – 27 104 - 245 613 244 - 492
F0116/20 Pionierwald misch trocken 27 6065 - 6143 9 – 31 0 5360 673 - 926
F0111/15 Pionierwald misch feucht 27 13310 - 13695 14 – 60 0 12400 896 - 1236
F0222 Birkenvorwald 27 9688 - 10224 7 – 50 0 - 240 9500 133 - 446
Wälder
E01 Pappelforst 40 11523 - 12122 27 – 63 6 - 10 10401 1116 - 1711
E02 Pappelforst mit Strauchschicht 40 21724 - 22354 34151 > 0,1 20147 1568 - 2200
E03 Pappelforst ohne Strauchschicht 40 22150 - 22895 13271 0 - 4 20215 1934 - 2679
E05 Pappelforst 60 26406 6 3 25553 844
E06 Robinienforst 60 26541 53 268 25080 1139
E07 Robinienforst 60 14799 29 0 13594 1177
E08 Robinienforst 60 17448 42 2 15719 1686
C10 Mischwald > 100 15814 – 16099 62 0 12000 3752 – 4036
Gras-Kraut-Fluren der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft sind Übergangsstadien zu
Vorwaldstrukturen, die jedoch mehrere Jahrzehnte bei wenig veränderter
Vegetationszusammensetzung stabil sein können. Die Biomasse der lebenden krautigen Pflanzen ist
stärker von den Wachstumsbedingungen der jeweiligen Vegetationsperiode als vom Alter der Fläche
abhängig (vgl. Abb. 154). Mit zunehmendem Alter steigt dagegen der Anteil der toten organischen
Substanz an der Gesamtbiomasse.(Tab. 61). Der Anteil der dikotylen Arten liegt im Mittel der
Standorte bei etwa 59 %. Diesen Arten, insbesondere den Leguminosen, kommt eine hohe
ökologische Bedeutung z.B. hinsichtlich des Nahrungsspektrums für Destruenten ( vgl. Kap. 4.1.3.2.5)
zu.
Tab. 61
Anteil der abgestorbenen organischen Substanz an der Gesamtbiomasse verschieden alter Standorte
Veg. Typ
Alter
Gesamtbiomasse
g/m²
davon abgestorb.
org. Substanz
ges. %
davon Laub u.
Streu %
davon Holz %
min max min max min max min max
Trockenrasen 1778 1800 0 2,5 0 2,5 0 0
Gras-Kraut-Fluren bis 7 Jahre 287 420 8 40 8 40 0 0
Gras-Kraut-Fluren bis 10 Jahre 387 698 30 47 3 27 0 0
Gras-Kraut-Fluren > 10 Jahre 527 713 52 67 22 38 0 0
Vorwälder bis 40 Jahre 1130 13700 1,4 40 1,4 39 0 1
Wälder bis 60 Jahre 14799 26541 3 10 0,7 2 0,2 2
Wälder > 100 Jahre 15814 16099 23 25 1,6 1,9 1,4 3
191

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Gehölze
Die Gehölzbiomasse wurde getrennt nach Blättern, Ästen und Stammholz ermittelt. Dabei wurden
jeweils drei Einzelindividuen einer Art aus drei verschiedenen Größenklassen bis maximal 100 mm
Stammdurchmesser komplett in die einzelnen Fraktionen getrennt und gewogen. Die Astfraktion
wurde anfänglich zusätzlich noch in drei Größenklassen (große Äste, mittelgroße Äste, kleine Äste)
unterteilt. Für die Abschätzung der C- und N-Vorräte in der Holzbiomasse hatte diese Auftrennung
jedoch wenig Bedeutung, da die Unterschiede, wie am Beispiel der Robinie (Tab. 62), in den
Fraktionen der einzelnen Astgrößen nur geringfügig waren, so dass bei der weiteren Beprobung diese
Aufteilung nicht mehr durchgeführt wurde. Bei verschiedenen Arten wurde zudem eine Fraktion des
einjährigen Grünholzes beprobt. Außerdem wurden im Feld Stammhöhe und –durchmesser,
Stammzahl (bei Gehölzgruppen und mehrstämmigen Gehölzen) sowie das Kronenvolumen bestimmt
(Tab. 62).
Tab. 62
Trockenmasse, C t - und N t -Gehalt einzelner Biomassefraktionen von unterschiedlich großen Ästen von
Robinia pseudoacacia
von Ast-Größenklasse Trockenmasse (%) Ct (%) Nt (%)
einjähriges Holz
älteres Holz
Blätter
Früchte
1 52,65 47,45 1,483
2 52,89 47,40 1,202
3 53,14 48,09 1,302
Mittelwert 52,89 47,65 1,329
sd 0,245 0,392 0,145
1 58,57 47,83 1,111
2 58,45 49,79 1,125
3 56,68 48,08 1,175
Mittelwert 57,90 48,57 1,137
sd 1,058 1,066 0,033
1 36,11 47,64 2,200
2 36,89 48,12 2,197
3 36,75 47,39 2,420
Mittelwert 36,58 47,72 2,272
sd 0,415 0,371 0,128
2 80,45 47,93 2,733
3 81,31 48,46 3,022
Mittelwert 80,88 48,20 2,878
SD (standard deviation) 0,608 0,375 0,204
Nach Trocknung der Fraktionen wurden die einzelnen Trockenmassen bestimmt und
Näherungsgleichungen in Abhängigkeit vom Stammdurchmessers berechnet. Dabei ergaben sich, wie
am Beispiel der Eiche (Abb. 105), in der Regel potenzielle Kurven mit Bestimmtheitsmaßen von > 0,9
(Tab. 63).
Für Einzelindividuen mit einem Stammdurchmesser > 100 mm musste ein Korrekturfaktor eingeführt
werden, der mit Hilfe der Ertragstafeln von SCHOBER (1995) ermittelt wurde (Tab. 63). Die aus den
dortigen Tabellen berechneten Stammgewichte für einen bestimmten Durchmesser wurden mit dem
aus der potenziellen Funktion ermittelten Stammgewichte dividiert. Der so erhaltene Faktor wurde als
Korrekturfaktor in die Berechnung einbezogen. Dabei wurde davon ausgegangen, dass die Biomasse
der Äste bzw. des Laubes näherungsweise konstant bleibt und bei steigendem Stammdurchmesser
der Hauptzuwachs an Biomasse im Stamm zu verzeichnen ist.
Bei den Biomasseschätzungen für Sarothamnus scoparius wurde nicht auf den Stammdurchmesser
zurückgegriffen, sondern über Höhe und Durchmesser des Einzelbusches das Volumen als
Korrelationsparameter verwendet.
192

Ergebnisse und Diskussion
g TM
Stamm
5000
4000
3000
y = 0,0727x 2,5232
R 2 = 0,9758
2000
1000
0
0 20 40 60 80
Stammdurchmesser in mm
g TM
Laub
700
600
500
y = 0,1251x 1,9154
400
R 2 = 0,9456
300
200
100
0
0 20 40 60 80
Stammdurchmesser in mm
2,5
2
1,5
1
0,5
1400
1200
1000
800
600
400
200
g TM
0
Äste
y = 0,1189x 2,1087
R 2 = 0,9734
0 20 40 60 80
Stammdurchmesser in mm
Ermittlung des Korrekturfaktors für
Individuen mit d > 100 mm
y = 0,005x - 0,6494
R 2 = 0,9744
0
0 200 400 600
Stammdurchmesser in mm
Abb. 105 Abhängigkeit der Biomasse einzelner Baumkompartimente in g TM vom Stammdurchmesser bei Quercus
robur sowie Ermittlung eines Korrekturfaktors für Einzelindividuen mit einem Stammdurchmesser
> 100 mm mit Hilfe der Ertragstafeln von SCHOBER (1995)
Tab. 63 Näherungsgleichungen zur Bestimmung der Biomasse einzelner Baumarten mit n = 9
(x = Stammdurchmesser bzw. bei Sarothamnus scoparius Volumen des Einzelindividuums)
Art Stamm Äste Blätter Kor.-faktor
Populus tremula
y = 0,0008×x 3,7246
y = 0,0420×x 2,5748
y = 0,0177×x 2,6799
(R² = 0,963)
(R² = 0,914)
(R² = 0,816)
Robinia pseudoacacia
y = 0,0160×x 2,9473
y = 0,3954×x 1,9802
y = 0,1905×x 2,0690
(R² = 0,936)
(R² = 0,861)
(R² = 0,898)
Quercus robur
y = 0,0727×x 2,5232
y = 0,1189×x 2,1087
y = 0,1251×x 1,9154
(R² = 0,976)
(R² = 0,973)
(R² = 0,946)
Salix cinerea
y = 0,0093×x 2,9816
y = 2,5337×x 1,3755
y = 1,4494×x 1,2732
(R² = 0,976)
(R² = 0,973)
(R² = 0,946)
Salix purpurea
y = 0,1979×x 2,3627
y = 2,5337×x 1,3755
y = 1,4494×x 1,2732
(R² = 0,976)
(R² = 0,973)
(R² = 0,946)
Salix caprea
y = 0,1004×x 2,4224
y = 2,8226×x 1,2868
y = 0,2115×x 1,7303
(R² = 0,983)
(R² = 0,701)
(R² = 0,880)
Salix alba
y = 0,0050×x 3,4148
y = 0,0322×x 2,5351
y = 0,0005×x 2,5636
(R² = 0,949)
(R² = 0,965)
(R² = 0,957)
Sambucus nigra
y = 0,0953×x 2,4044
y = 0,0694×x 2,3187
y = 0,0694×x 2,3187
(R² = 0,843)
(R² = 0,953)
(R² = 0,953)
Fraxinus excelsior
y = 0,0973×x 2,5467
y = 36,43×e 0,0559
y = 36,43×e 0,0559
(R² = 0,940)
(R² = 0,714)
(R² = 0,714)
Prunus serotina
y = 0,0001×x 5,2916
y = 0,0001×x 4,5571
y = 0,0001×x 4,7642
(R² = 0,989)
(R² = 0,920)
(R² = 0,967)
Betula pendula y = 0,0241×x 2,7048
y = 0,0397×x 2,4491
y = 0,0265×x 2,4491
(Einzelbäume)
(R² = 0,952)
(R² = 0,933)
(R² = 0,933)
Betula pendula y = (0,0241×x 2,7048 )×1,5 y = (0,0397×x 2,4491 )×0,9 y = (0,0265×x 2,4491 )×0,9
(Bestand)
(R² = 0,952)
(R² = 0,933)
(R² = 0,933)
Ligustrum vulgare kein Stamm
y = 0,4460×x 2,8434
y = 0,1020×x 2,4830
(R² = 0,821)
(R² = 0,821)
Sarothamnus scoparius kein Stamm y = 0,0200×x 2,0230 y = 0,0086×x 2,0230
y = 0,0947x
(R² = 0,993)
y = 0,0071x -0,3972
(R² = 0,994)
y = 0,005x -0,6494
(R² = 0,974)
keine Individuen mit
d > 100 mm
keine Individuen mit
d > 100 mm
keine Individuen mit
d > 100 mm
y = 0,01x
(R² = 0,965)
keine Individuen mit
d > 100 mm
y = 0,0045x -0,2554
(R² = 0,963)
keine Individuen mit
d > 100 mm
y = 0,0063x -0,4410
(R² = 0,935)
y = 0,0063x -0,4410
(R² = 0,935)
keine Individuen mit
d > 100 mm
193

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Art Stamm Äste Blätter Kor.-faktor
(V < 100 cm³) (R² = 0,947) (R² = 0,932)
Sarothamnus scoparius
(100cm³ < V < 500 cm³)
y = 0,4793x-235,5
(R² = 0,952)
y = 522,8 ln(x)-2376
(R² = 0,978)
y = 552,4 ln(x)-2379
(R² = 0,956)
Sarothamnus scoparius
(V > 500 cm³)
y = 0,4793x-235,4
(R² = 0,941)
y = 522,8 ln(x)-2376
(R² = 0,978)
y = 552,4 ln(x)-2379
(R² = 0,956)
Pinus sylvestris Berechnungen nach HEINSDORF (1963)
Mit Hilfe der gemessenen C- und N- Gehalte (Tab. 64), die nach Vorproben aus den Mischproben der
Fraktionen der einzelnen Baumgrößenklassen durchgeführt wurden, konnte nach Abschätzung der
Biomasse auf den C- bzw. N- Vorrat der einzelnen Gehölze geschlossen werden.
Tab. 64
C t und N t - Gehalte einzelner Fraktionen von unterschiedlichen Gehölzarten
Stamm Äste Blätter
C (%) N (%) C (%) N (%) C (%) N (%)
Populus tremula 51,2 0,192 51,6 0,511 50,4 1,422
Robinia pseudoacacia 48,9 0,562 49,0 1,119 46,8 1,970
Quercus robur 47,7 0,333 48,2 0,544 48,8 1,802
Salix cinerea 47,4 0,173 49,3 0,358 48,8 1,417
Salix caprea 48,2 0,121 49,1 0,303 46,9 1,931
Salix alba 48,2 0,171 49,2 0,351 49,1 1,847
Sambucus nigra 50,9 0,577 50,7 1,295 47,5 1,700
Fraxinus excelsior 47,9 0,320 48,9 0,791 47,5 1,700
Prunus serotina 52,1 0,244 51,4 0,431 52,3 1,356
Betula pendula 50,5 0,315 50,7 0,768 49,4 2,000
Ligustrum vulgare 51,3 0,467 51,6 0,618 53,3 1,694
Sarothamnus scoparius 51,4 1,892 48,6 0,956 54,2* 2,874*
Pinus sylvestris** 50,8 0,200 50,1 0,500 51,7 1,500
* = einjähriges Grünholz, ** = Schätzung in Anlehnung an HEINSDORF (1992)
Verknüpft mit den Gehölzzählungen auf 100 m² großen Flächen ergab sich aus diesem
Berechnungsalgorithmus näherungsweise der innerhalb der Gehölzbiomasse gespeicherte
Kohlenstoff- und Stickstoff-Anteil in kg/ha. Abhängig von der Gehölzdichte wurden unterschiedliche
Rastergrößen für die Biomasseerfassung zugrunde gelegt. Die Flächengröße ist in Tab. 65 aufgeführt.
Tab. 65
Flächengrößen für die Biomassebestimmung
Flächengröße Biotoptypen (Beispiele nach FBM 1999)
Kryptogamen/krautige Bestände
0,1 m x 0,1 m Moose/Flechten (3 Wiederholungen)
1 m x 1 m krautige Bestände (2 Wiederholungen)
Gehölze
25 m x 25 m VPAFg, reich strukturierte Pionierwälder und Forste
50 m x 50 m VPSMs, lichte Vorwälder mit mittlerer Strauchschicht, strukturarme Forste
100 m x 100 m KKPMDg, KKPTLg, spontane Gehölze in Krautfluren
Krautige Pflanzen, Kryptogamen und Auflage
Die Ermittlung der oberirdischen Biomasse der krautigen Pflanzen erfolgte durch Entfernung
Trocknung und Wägung der lebenden und toten Vegetationsteile einschließlich der Laub und
Streuteile (L) sowie des Auflagehorizontes (O) definiert nach der AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN
(1994) in drei Wiederholungen je Vegetationstyp. Die in den einzelnen Tagebauregionen untersuchten
Vegetationstypen sind in Tab. 22 aufgeführt.
Die Probennahme erfolgte zum Abschluss der Vegetationsperiode (meist Mitte bis Ende Oktober). Die
einzelnen Biomassefraktionen wurden in Tab. 66 aufgeschlüsselt.
Die unterschiedlichen Wuchsformen und -größen der Kryptogamen im Untersuchungsgebiet
erforderten eine differenzierte Betrachtung hinsichtlich der Biomasse bzw. der gebundenen
Kohlenstoff und Stickstoffvorräte. Zunächst wurden Gruppen von Wuchsformen gebildet, die sich
durch die Höhe der Polster und die Ausrichtung der Sprosse unterschieden. Flechten wurden einer
194

Ergebnisse und Diskussion
gesonderten Gruppe zugeordnet (Tab. 67). Bei Kryptogamen können sich in dichteren Polstern und
vor allem zwischen den Rhizoiden erhebliche Mengen mineralischer aber auch organischer (z.B.
Kohle) Bestandteile befinden, welche die Biomasseberechnung verfälschen. Daher wurden Moose der
einzelnen Gruppen von einem kohlefreien Standort (C09) durch Ausspülen von mineralischen Teilen
gereinigt und zur Kontrolle verascht. Diese Werte stimmten gut mit dem zuvor ermittelten Glühverlust
von 85 % für reine Flechten- und Moosbiomasse überein.
Tab. 66
Biomassefraktionen ohne lebende Gehölze
oberirdische lebende
organische Substanz
Krautige Pflanzen
Gräser
Leitarten
Sonstige
Kräuter
Leitarten
Sonstige
Kryptogamen
Flechten
nach mittlerer Höhe und
Deckung (Tab. 67)
Moose
nach Wuchstypen und
Deckung (Tab. 67)
oberirdische abgestorbene
organische Substanz
Totholz
L-Horizont* (Streu)
Laub
Leitarten
Gräser
Leitarten
Kräuter
Leitarten
Sonstige
O-Horizont**
Definition nach: AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN (1994)
*) L – Horizont: Organischer Horizont aus Ansammlung von nicht und wenig zersetzter Pflanzensubstanz (Förna) an der
Bodenoberfläche; die organische Substanz besteht zu < 10 Vol.-% aus Feinsubstanz (ohne makroskopisch erkennbare
pflanzliche Gewebereste).
**) O – Horizont: Organischer Horizont (soweit nicht H- oder F- Horizont (siehe unten)) aus organischer Substanz über den
Mineralboden oder über Torf; die organische Substanz besteht in der Regel zu > 10 Vol.-% aus Feinsubstanz; der Grenzwert
zum Mineralboden liegt bei 70 Masse- % mineralischer Substanz ( entspricht etwa 58 Vol.-%).
F – Horizont: Horizont am Gewässergrund mit in der Regel > 1 Masse-% organischer Substanz, soweit nicht
H – Horizont: Organischer Horizont mit > 30 Masse-% organischer Substanz (Torf) aus Resten torfbildender Pflanzen an der
Oberfläche unter topogenem oder ombrogenem Wasserüberschuß gebildet.
Tab. 67
Berechnungsgrundlagen für die Kryptogamenbiomasse
Flechten
(gilt für die Cladonien der
Untersuchungsflächen)
Moose
Höhe Flechtenpolster in mm
Biomasse bei 100 % Deckung in g/m²
1 185
5 227
10 294
15 380
20 491
30 819
40 1.369
Wuchs "Typ":
"Brachythecium glareosum" 204,4
"Brachythecium rutabulum" 396,6
"Ceratodon purpureus" 555,8
"Polytrichum piliferum" 2.126,3
Während für die Berechnung der Flechtenbiomasse eine weitere Differenzierung innerhalb der
Gruppe nach der Höhe der Polster erforderlich war, sind die Unterschiede zwischen den
Moosgruppen verschiedener Standorte zu vernachlässigen. Die gruppenspezifische Biomasse kann
direkt in die Berechnung der Gesamtbiomasse eines Standortes eingehen. Im Rahmen von
Vegetationsaufnahmen auf den Untersuchungsflächen wurde dazu die anteilige Flächendeckung der
einzelnen Kryptogamengruppen ermittelt (vgl. Tab. 69). Am Beispiel der "Ceratodon" - Gruppe wird die
Homogenität auf verschiedenen Standorten deutlich (vgl. Tab. 68).
195

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 68
Wuchshöhen der "Ceratodon" - Gruppe auf verschiedenen Standorten
Standort
Wuchshöhe
Spross Rhizoiden Zahl der Messungen
B08 5 16 5
B05 4,4 16 20
B01 4,4 14 14
B04 5,8 20 8
F02 5,3 nb. 53
Mittelwert 4,98 16,5 20
MITTELABW: 0,46 1,75 13,2
Tab. 69
Flächengrößen zur Ermittlung der Kryptogamendeckung
Standort Fläche gesamt Anzahl Teilflächen
F02 120 m² 60
C09 100 m² 10
B08 1.000 m² 1
B05 160 m² 40
B01 80 m² 20
C04 160 m² 40
Oberirdische Pflanzenbiomasse
Ergebnisse zu Höhe und Struktur der pflanzlichen Biomasse liegen für Versuchsflächen der Standorte
Holzweißig-West (Tagebau Goitsche) und Kayna-Süd vor. Die Biomasse umfasst dabei die lebenden
und toten Pflanzenteile einschließlich der mehr oder weniger zersetzten Streu. Zwischen den
einzelnen Versuchsflächen sind große Unterschiede in der Höhe der Biomasse festzustellen. Dabei
spielen sowohl die Bedingungen der einzelnen Standorte als auch das Alter und die Struktur der
Flächen eine wichtige Rolle (Abb. 106). Die geringste Biomasse hatten junge (4,6 t/ha) bzw. wenige
Jahrzehnte alte Pflanzenbestände (2,9 t/ha) auf den Quartärsanden des Standortes Holzweißig-West
aufzuweisen. Bemerkenswerterweise übertraf dabei eine wenige Jahre alte Wildpflanzenansaat mit
Mulchabdeckung („Ansaat“) einen 30 Jahre alten Trockenrasenstandort (gehölzfreier Abschnitt
„TroRa g“) um 37 %. Demgegenüber betrug die Biomasse einer Gras-Kraut-Flur mit spontanem
Gehölzaufkommen („GK-Flur g“) im Tagebau Kayna Süd über 38 t/ha. Ein Birkenpionierwald auf
gleichem Standort erreicht mit ca. 200 t/ha bereits fast die Biomasseangaben von 250 – 400 t/ha für
alte Eichen und Buchenwälder (DENGLER 1992). Der Laubwaldrest (C10) weist eine Biomasse von
ca. 420 t/ha auf und liegt damit in der Nähe des vorstehend genannten Bereiches für Altwaldbestände.
kg/ha
500.000
400.000
420.000
300.000
200.000
199.139
100.000
0
4.655
H.-West
Ansaat
5 Jahre
2.921
H.-West
TroRa g
30 Jahre
38.159
K.-Süd
G.-K.-Flur
30 Jahre
K.-Süd
Pionierwald
30 Jahre
H.-West
Laubwald
>100 Jahre
Abb. 106 Oberirdische Pflanzenbiomasse in kg/ha auf verschiedenen Standorten in Holzweißig-West (Tagebau
Goitsche) sowie im Tagebau Kayna-Süd
196

Ergebnisse und Diskussion
Struktur der pflanzlichen Biomasse
Die jüngeren Versuchsstandorte (bis 30 J.) in Holzweißig-West und Kayna-Süd unterscheiden sich
prinzipiell in der Struktur ihrer Biomasse (Abb. 107).
Auf dem ersten überwiegen die Kryptogamen, die auf dem Trockenrasen mehr als 75 % der Biomasse
stellen; auf den Flächen in Kayna-Süd überwiegen die Gehölze.
Abb. 107 Struktur der oberirdischen Biomasse auf verschiedenen Standorten in Holzweißig-West (Tagebau Goitsche)
sowie im Tagebau Kayna-Süd
Auch die Zusammensetzung der restlichen Biomasse unterscheidet sich wesentlich. Während in
Holzweißig-West praktisch keine Streu nachweisbar ist, beträgt in Kayna-Süd der Anteil im
Pionierwald 4 % und in der Gras-Kraut-Flur sogar rund 10 % der Biomasse. Diese Unterschiede
ähnlich alter Standorte müssen in der Wasser- und Nährstoffversorgung begründet liegen. Im
Pionierwald (P-Wald) wird der Grundwassereinfluß deutlich. Die drei Standorte unterscheiden sich
deutlich in ihren Stickstoffvorräten. Dabei fällt auf, dass selbst der produktivste Standort (P-Wald)
geringere Gesamtvorräte an Stickstoff (Pflanze und Boden) aufweist als die Gras-Kraut-Flur. Die
wesentlichsten Stickstoffquellen sind der Eintrag aus der Luft (ca. 50 kg/ha), die Fixierung durch
freilebende Mikroorganismen (ca. 60 kg/ha) und die Fixierung durch Symbionten (ca. 300 kg/ha). Den
leguminosen Pflanzenarten kommt offensichtlich die größte Bedeutung bei der Bereitstellung des
wesentlichsten Pflanzennährstoffes zu. Die Analyse der Pflanzenbestände der drei verglichenen
Standorte weist folgerichtig den höchsten Leguminosenanteil für den Standort F02 aus (Tab. 70).
Gegenwärtig liegen noch keine Erkenntnisse über die tatsächliche Aktivität der Symbionten bei den
einzelnen Arten vor. Auch ist unklar, ob der zunehmend aufkommende Ginster (Sarothamnus
scoparius) auf einigen Trockenrasenstandorten zu einem Entwicklungssprung bei der
Gehölzsukzession führt.
Tab. 70
Leguminosenanteil im Pflanzenbestand auf verschiedenen Standorten in Holzweißig-West (Tagebau
Goitsche) sowie im Tagebau Kayna-Süd
Versuchsstandort
Biomasseanteil ohne Streu
in % Trockensubstanz
Deckungsgrad
in %
C09 (TroRa g) 0,6 0,1
F02 (GK-flur g) 37,1 30
F01 (P-Wald) < 0,01 < 0,01
197

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Analysen der Laubstreu auf ausgewählten Waldstandorten
Während des Zeitraumes Oktober 2000 bis Februar 2002 wurde an den beiden Waldstandorten F01
(Tagebau Kayna-Süd) und E (Hochhalde Klobikau, Tagebau Geiseltal) der Streufall erfasst. Die
Anteile der Baumarten an der Laubstreu schwankte innerhalb der drei Wiederholungen z. T. erheblich.
Dennoch werden Unterschiede deutlich, die die jeweiligen Standorte charakterisieren ( Abb. 108).
a) Kayna Süd F0111-15 b) Kayna Süd F0116-20
c) Klobikau E01 d) Klobikau E02
e) Klobikau E03
Abb. 108 a - e: Streubiomasse g/m²/a und Anteile % der Baumarten
Betula pendula war als einzige Baumart auf allen Fallenstandorten vertreten. Alle anderen Arten
blieben auf jeweils einen Standort beschränkt: Kayna-Süd: Salix alba, Populus tremula; Klobikau:
Populus x canadensis, Robinia pseudoacacia, Quercus robur, Tilia cordata, Pinus sylvestris.
Betula pendula ist auf fast allen Standorten mit ähnlich hohen Gewichtsanteilen im Streufall vertreten.
Weitere Hauptbaumarten sind Salix alba, Populus spp. und Robinia pseudoacacia. Begleitend wurden
Quercus robur, Tilia cordata und Pinus sylvestris nachgewiesen. Die festgestellten Streumengen
198

Ergebnisse und Diskussion
umfassen einen relativ weiten Bereich von 195 bis 885 g/m²/a. Dabei bestimmt weniger das Alter der
jeweiligen Bestände sondern die Struktur (Vegetationsschichtung) und die lokale Produktivität, und
hier besonders die Wasserversorgung, die Streumenge (Tab. 71). So ist der grundwassernahe
Vorwaldstandort F0111-15 wesentlich produktiver als die älteren Forstflächen des Standortes
Klobikau.
Tab. 71
Bestandesbiomasse g/m² (oberirdisch) und jährlicher Streufall
Bestandesbiomasse
Streufall
Vegetationstyp Alter Gesamtbiomasse Gehölze org. Auflage ges. Laub Totholz gesamt Totholz
2002 von - bis von - bis von - bis von - bis von - bis von - bis von - bis
Vorwälder
F0116/20 Pionierwald
misch trocken 27 6065 - 6143 5360 673 - 926 289 - 313 0 - 58 354 - 659 9 - 178
F0111/15 Pionierwald
misch feucht 27 13310 - 13695 12400 896 - 1236 299 - 422 20 - 83 820 - 880 157 - 244
Wälder
E01 Pappelforst 40 11523 - 12122 10401 1116 - 1711 49 - 596 60 - 261 195 - 378 17 - 45
E02 Pappelforst mit
Strauchschicht 40 21724 - 22354 20147 1568 - 2200 384 - 637 40 - 80 481 - 628 52 - 134
E03 Pappelforst ohne
Strauchschicht 40 22150 - 22895 20215 1934 - 2679 299 - 490 183 - 519 196 - 342 7 - 30
Der Totholzanteil an der gesamten Streumenge erreicht auf den produktivsten Standorten (F und E02)
den durchschnittlichen Totholzanfall am Boden für Laubwälder gemäßigter Zonen, den DENGLER
(1992) mit etwa 25 % des Laubfalls angibt. Es handelt sich bei den hohen Totholzanteilen vor allem
um Zweigholz der Pionierbaumarten Birke und Weide unter 5 mm Durchmesser. Dieses Holz fällt erst
zu Boden, wenn es bereits am Ast oder Stamm einen gewissen Zersetzungsgrad erreicht hat. Auf
Grund der hohen spezifischen Oberfläche ist es im Abbauverhalten auf der Bodenoberfläche ähnlich
einzuschätzen wie Laub. Die untersuchten Robinien- und Pappelreichen Bestände weisen dagegen
geringere Totholzanteile von unter 10 % der Gesamtstreumenge auf. Die Gründe sind in der
Verzweigungsstruktur (Populus x canadensis) und in der Verrottungsstabilität des Holzes (Robinia
pseudoacacia) zu suchen.
Die Sukzessionsgeschwindigkeit in Pflanzenbeständen hängt unter anderem von der Umsatzleistung
der jährlich anfallenden Streu ab. Die Abbauvorgänge werden wesentlich von den beteiligten
Pflanzen- und Tierarten sowie von den kleinklimatischen Rahmenbedingungen bestimmt. Aus dem
Verhältnis von Laub in der Streufallmenge und Laub in der organischen Auflage des jeweiligen
Standortes lässt sich die Umsatzgeschwindigkeit der Streu abschätzen (Tab. 72).
Tab. 72
Umsatz der Laubstreu und beteiligte Baumarten
Vorwälder
Veweildauer des Laubes in der
org. Auflage
beteiligte Baumarten
F0116/20 Pionierwald misch trocken 0,5 - 0,8 Jahre Birken
F0111/15 Pionierwald misch feucht 0,4 - 0,5 Jahre Birken, Weiden
E01 Pappelforst 0,3 - 1,6* Jahre Pappel, Birke bzw. Pappel, Robinie
E02 Pappelforst mit Strauchschicht 0,7 - 1,0 Jahre Birke, Pappel, Robinie, Eiche
E03 Pappelforst ohne Strauchschicht 1,4 - 1,5* Jahre Pappel, Birke bzw. Pappel, Robinie
E05-08 Robinienforst 1 Jahr Robinie, Hollunder.....
* überwiegend Robinienlaub auf Standorten ohne Lumbricidenbesatz
Die Birken- und Weidenstreu des Standortes F wird zu etwa 50 % bereits in der laufenden
Vegetationsperiode umgesetzt. Auf den Standorten mit hohem Robinien- und Eichenanteil verläuft der
Abbau langsamer. Hier beträgt die Verweildauer der Streu ca. 1,5 Jahre. Auffällig ist die hohe
Verweildauer der Robinienstreu an den Standorten E01 und E03, obwohl Robinienlaub ein sehr
geringes C/N-Verhältnis hat. Eine mögliche Ursache könnte das Fehlen tiefgrabender und
199

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
mineralbodenbewohnender Lumbriciden sein, die das Laub in ihre Wohnröhren ziehen und es
mikrobiell "vorverdaut" als Nahrung nutzen. Diese Hypothese ist insofern wahrscheinlich als auf den
benachbarten Robinien-reichen Forsten (E06 bis E08) mit Lumbricidenbesatz die Streu nahezu
100 %ig im Laufe einer Vegetationsperiode umgesetzt wird. Robinienlaub verfügt darüber hinaus über
abbauhemmende Stoffe, die möglicherweise erst im Boden inaktiviert werden können.
Die jährliche Laubmenge älterer Laubwälder ist besonders für Buchenbestände intensiv untersucht.
Ziemlich übereinstimmend liegen die Angaben verschiedener Autoren bei etwa 300 g/m²
(ELLENBERG 1986, DENGLER 1992). Der gesamte Bestandesabfall erreicht Größenordnungen um
450 g. Hier sind die Spannen jedoch größer (320 bis 650 g/m²,ELLENBERG 1986, DENGLER 1992,
HABER 1962). Diese Werte werden bei den meisten der untersuchten Standorte erreicht oder
erheblich übertroffen. Mit zunehmendem Alter der Bestände findet eine Verschiebung der
Bruttoproduktion hin zu im Holzanteil fixierter Biomasse statt. In Laubwaldforsten rechnet man in den
Altersklassen 60 und 120 Jahre mit jährlichen Derbholzzuwächsen von etwa 200 – 400 g/m². Da diese
Zuwachszahlen bereits in den relativ jungen Beständen des Untersuchungsgebietes erreicht werden,
ist an derartigen Standorten die Entwicklung hochproduktiver Wälder zu erwarten.
Stickstoff- und Kohlenstoffvorräte in Pflanze und Boden
Neben der Produktivität des Standortes selbst (s.o.) zeigt der Vergleich unterschiedlich alter Flächen
(hier am Beispiel C - Quartärsand Holzweißig-West) eine deutlich zunehmende Akkumulation der
Stickstoff- und Kohlenstoffvorräte mit zunehmendem Alter. Während nach fünf Jahren der
biomassegebundene Stickstoff etwa denselben Betrag wie im Boden erreicht, sind nach 30 Jahren im
Boden etwa die fünffache und nach mehr als 100 Jahren etwa die achtfache Menge Stickstoff im
Boden gegenüber der Biomasse festzustellen. Die Kohlenstoffgehalte folgen im Prinzip diesem Trend
(Abb. 109)
kg/ha
1.200
1.000
800
Gesamt-N in der Biomasse in kg/ha
1.050
kg/ha
200.000
150.000
Gesamt-C in der Biomasse in kg/ha
ca. 160.000
600
522
100.000
78.478
400
200
0
66
H.-West
Ansaat
5 Jahre
55
H.-West
TroRa g
30 Jahre
163
K.-Süd
G.-K.-Flur
30 Jahre
K.-Süd
Pionierwald
30 Jahre
H.-West
Laubwald
>100 Jahre
50.000
0
1.921
H.-West
Ansaat
5 Jahre
1.233
H.-West
TroRa g
30 Jahre
15.437
K.-Süd
G.-K.-Flur
30 Jahre
K.-Süd
Pionierwald
30 Jahre
H.-West
Laubwald
>100 Jahre
kg/ha
8.000
Gesamt-N im Boden (0-10 cm) in kg/ha
6.921
kg/ha
150.000
Gesamt-C im Boden (0-10 cm) in kg/ha
6.000
4.000
100.000
76.662
100.081
2.000
0
71
H.-West
Ansaat
5 Jahre
301
H.-West
TroRa g
30 Jahre
1.481
K.-Süd
G.-K.-Flur
30 Jahre
735
K.-Süd
Pionierwald
30 Jahre
H.-West
Laubwald
>100 Jahre
50.000
0
1.690
H.-West
Ansaat
5 Jahre
H.-West
TroRa g
30 Jahre
K.-Süd
G.-K.-Flur
30 Jahre
36.781
K.-Süd
Pionierwald
30 Jahre
H.-West
Laubwald
>100 Jahre
Abb. 109 Gesamtvorräte an C und N in der oberirdischen Biomasse sowie im Boden (0 – 10 cm) auf verschiedenen
Standorten in Holzweißig-West (Tagebau Goitsche) sowie im Tagebau Kayna-Süd
Aus dem Verhältnis des biomasse- und bodengebundenen Stickstoffs könnte man auf die Stabilität
des Stickstoffkreislaufes im jeweils betrachteten Pflanzenbestand schließen: Ein enges Verhältnis
steht für eine hohe Anfälligkeit des Systems, ein weites Verhältnis für Stabilität und
Regenerationsfähigkeit des Pflanzenbestandes gegenüber äußeren Einflüssen.
Diese Hypothese scheint sich nach Untersuchungen an einer Brandfläche im Tagebau Kayna zu
bestätigen: Zwei Jahre nach der vollständigen Vernichtung der oberirdischen Biomasse einschließlich
der Streu (1998) regenerierten sich die Pflanzenbestände mit hohem N- Gehalt im Boden (gegenüber
der oberirdischen Biomasse) nahezu vollständig (Tab. 73).
200

Ergebnisse und Diskussion
Tab. 73
Entwicklung von zwei Pflanzenbeständen nach einem Flächenbrand im Tagebau Kayna-Süd
Calamagrostis-Flur
Artenzahl
1999 2000
gleiche Arten
Gesamtdeckung
in %
Artenzahl
gleiche Arten
Gesamtdeckung
in %
Brandfläche 9 5 20 17 11 50
Kontrolle 10 80 14 80
Luzerne-Rot-Schwingel-Rasen
Artenzahl
1999 2000
gleiche Arten
Gesamtdeckung
in %
Artenzahl
gleiche Arten
Brandfläche 13 7 30 13 10 90
Kontrolle 13 90 14 90
Gesamtdeckung
in %
Pflanzenbestände mit geringem Mobilisierungspotenzial von Stickstoff aus dem Boden (z.B. Ansaat g
und P-Wald vgl. Abb. 109) dürften dagegen Schwierigkeiten haben, ihren ursprünglichen
Pflanzenbestand wiederherzustellen.
Die Stickstoff- und Kohlenstoffvorräte im Boden spiegeln Prozesse der Bodengenese wieder, die von
verschiedenen Parametern bestimmt werden können. Die wesentlichsten Größen für die meist jungen
Standorte der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft fasst Tab. 74 zusammen.
Tab. 74
Wesentliche Parameter, die C- und N- Vorräte (Angaben in kg/ha) im Boden beeinflussen
Einflußgrößen C t N t C t N t C t N t
Zeitfaktor
Wasserfaktor
junger Standort
C04 Mulchdecksaat
Wildpflanzen (1995)
mittlerer Standort
C09 - Trockenrasen
verbuschend (1970)
alter Standort
C10 - Mischwald
älter 100 Jahre
1.488 65 5.824 229 104.967 7.230
feuchter Standort
F01/11-15 Birkenvorwald
trockener Standort
F01/16 - 20 Birkenvorwald
122.587 2.307 27.013 543
Substrat
Kohlegehalt ohne
C04 Mulchdecksaat
Wildpflanzen (1995)
Kohlegehalt mittel
B05 Mulchdecksaat
Wildpflanzen
Kohlegehalt hoch
F03/1-3,12/13 Poa compressa-
Bestand in Birkengehölz
1.488 65 153.275 1.785 165.851 2.153
Gehölzbesiedlung
Initialstadium
F02/1/1-5 Birkensämlinge
in Calamagrostis-Flur
2 bis 4 Jahre
F02/16/1-5
Jungwuchs Birken
ca. 20 Jahre
F02/21/22
Birkenvorwald
57.813 1.637 68.107 1.430 28.587 564
Die Produktivität der Standorte anhand der Kationenaustauschkapazität
Der Summenparameter Kationenaustauschkapazität (KAK) gilt als Maß für die Fähigkeit des Bodens
Ionen bzw. Nährstoffe nachzuliefern. Auf den untersuchten Flächen wiesen die Auflagenhorizonte die
höchsten Werte auf (Abb. 110). Danach folgten meist deutlich abgestuft die Werte für die Bodentiefen
0 - 1, 1 - 5 und 5 – 10 cm. Innerhalb eines Standorttyps (z.B. Quartärsand) ergibt sich ein deutlicher
Anstieg mit zunehmendem Alter der Böden. Unterschiede im Vegetationsbestand gleichalter Flächen
dokumentieren sich ebenfalls in unterschiedlich hohen KAK-Werten. Die absolute Höhe der KAK
korreliert nicht mit der Biomasseproduktion auf den untersuchten Standorten. Hier deutet sich an,
dass die Sukzession der Pflanzenbestände in frühen Stadien nicht mit einer entsprechenden
Bodenbildung parallel laufen muss.
201

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
H.-West
Ansaat
5 Jahre
H.-West
TroRa g
30 Jahre
K.-Süd
G.-K.-Flur
30 Jahre
K.-Süd
Pionierwald
30 Jahre
H.-West
Laubwald
>100 Jahre
Abb. 110 Kationenaustauschkapazität (KAK) in cmol c /kg in verschiedenen Bodentiefen einzelner Versuchsstandorte
in Holzweißig-West (Tagebau Goitsche) sowie im Tagebau Kayna-Süd
4.1.3.4 Vorkommen ausgewählter faunistischer Artengruppen
4.1.3.4.1 Brutvögel
(Jörg Huth)
Rasterkartierung
Um zum einen die Grundlagen zu schaffen für ein langfristiges Monitoring der Brutvogelzönose
ausgewählter Tagebaubereiche und zum anderen Korrelationen zwischen Umweltparametern und
dem Auftreten naturschutzfachlich relevanter Vogelarten zu ermitteln, wurden in den Jahren 2000 und
2001 Brutvogelrasterkartierungen in den Tagebauen Mücheln, Kayna-Süd, Tagebau Goitsche
(Sandtrockenrasen Petersroda) und Tagebau Golpa-Nord (Bereich Bachaue) durchgeführt.
Es wurde mit Rastergrößen von 100 m x 100 m und 200 m x 200 m und folgender
Häufigkeitseinteilung gearbeitet: Einzelbeobachtung, Brutverdacht, 1 Brutpaar, 2 Brutpaare, 3
Brutpaare, 4 - 5 Brutpaare, 6 - 10 Brutpaare (siehe Kap. 2.9.2). In einer Übersichtstabelle (Tab. 75)
werden die Ergebnisse zusammenfassend dargestellt. Der Tabelle in Anlage 16 ist zudem die
Aufteilung der Angaben auf den jeweiligen Nachweisstatus (Brutverdacht, Brut anzunehmen bzw.
Brutnachweis) zu entnehmen.
Die Daten der Rasterkartierung wurden in einem ArcView-Projekt abgelegt, mit dem für jeden der vier
Tagebaubereiche Artkarten erstellt werden können. Die im Folgenden dargestellten Karten (Abb. 111,
Abb. 112) zeigen beispielhaft die Art der Datenaufbereitung.
In Tab. 76 werden die Dominanzangaben der häufigsten Brutvogelarten dargestellt. Bei der
Berechnung der Dominanzen wurde jeweils von der maximalen Brutpaarsumme (siehe Tab. 75)
ausgegangen. Es können dabei fünf ökologische Artengruppen unterschieden werden (siehe Tab. 76).
202

Ergebnisse und Diskussion
Tab. 75
Übersicht über die durch Rasterkartierung erfassten Brutvogelarten
Legende: Müch-Innenk. = Mücheln-Innenkippe, Kayna-Süd = ehemaliger Tagebau Kayna-Süd, Goits. Sandtr. =
Tagebau Goitsche – Sandtrockenrasen Petersroda; Golpa-Nord = Modellierungsgebiet Bachaue im Tagebau
Golpa-Nord; RL-BRD = Rote Liste Deutschlands nach NABU et al. (2003), RL-LSA = Rote Liste Sachsen-Anhalts
nach DORNBUSCH (1992): 1 = Vom Aussterben bedroht, 2 = Stark gefährdet, 3 = Gefährdet, P = Potenziell
gefährdet, iR = Im Rückgang, VG = Vermehrungsgast, R = Arten mit geographischer Restriktion in Deutschland, V
= Arten der Vorwarnliste; FFH: Anh.1 = Art des Anhang 1 der Europäische Vogelschutzrichtlinie; § =
Bundesartenschutzverordnung: bg = besonders geschützte Art nach Anl. 1 BArtSchV, vAb = vom Aussterben
bedrohte Art nach Anl. 1 BArtSchV, bg* = besonders geschützte Art nach Anhang C 1 der VO (EWG) Nr. 3626/82,
vAb* = vom Aussterben bedrohte Art nach Anhang I des Washingtoner Artenschutzübereinkommens oder nach Anl.
2 BArtSchV.
Summe der Brutvogelpaare § FFH
RL-
LSA
RL-
BRD
Müch-
Innenk.
Kayna-
Süd
Goits.
Sandtr.
Golpa-
Nord
Rastergröße [m]
Jahr 2000 2000 2001 2001
Fläche 384 ha 228 ha 113 ha 143 ha
Amsel Tordus merula bg 3 - 10 4 - 6 1 - 2 1 - 3
Bachstelze Motacilla alba bg 6 - 17 7 0 - 1 1 - 2
Bartmeise Panurus biarmicus bg P V 2 - - -
Baumpieper Anthus trivialis bg V 36 - 58 66 - 85 0 - 2 4 - 7
Beutelmeise Remiz pendulinus bg 2 0 - 1 - -
Bienenfresser Merops apiaster vAb VG R 8 - 10 - - -
Blaukehlchen Luscinia svecica vAb Anh.1 2 2 1 - -
Blaumeise Parus caeruleus bg 0 - 1 - - -
Bleßralle Fulica atra 19 - 21 7 - -
Brachpieper Anthus campestris vAb Anh.1 3 2 2 - 6 1 - 3 3 - 5 5 - 8
Braunkehlchen Saxicola rubetra bg 3 0 - 3 2 - 3 - 10 - 11
Buchfink Fringilla coelebs bg 0 - 1 0 - 1 - 1 - 2
Dorngrasmücke Sylvia communis bg 4 - 8 35 - 46 0 - 1 3 - 6
Drosselrohrsänger Acrocephalus arundinaceus vAb 3 2 1 - 5 1 - -
Eichelhäher Garrulus glandarius bg 3 - 4 - - -
Elster Pica pica bg 2 - 3 0 - 1 - -
Fasan Phasianus colchicus 3 -7 5 - 8 - -
Feldlerche Alauda arvensis bg V 53 - 69 39 - 51 80 - 92 114-133
Feldschwirl Locustella naevia bg 3 - 7 5 - 10 - -
Feldsperling Passer montanus bg V 13 - 23 - - -
Fitis Phylloscopus trochilus bg 19 - 29 34 - 49 5 - 7 3 - 10
Flußregenpfeifer Charadrius dubius bg 3 - - 2
Gartengrasmücke Sylvia borin bg 6 - 17 9 - 25 - 0 - 4
Gartenrotschwanz Phoenicurus phoenicurus bg V 0 - 1 - - -
Gelbspötter Hippolais icterina bg 0 - 9 3 - 17 - 0 - 1
Goldammer Emberiza citrinella bg 10 - 34 9 - 18 4 - 5 8 - 10
Grauammer Emberiza calandra bg 3 2 15 - 17 14 - 21 - 16 - 20
Grünfink Carduelis chloris bg 0 – 3 0 - 1 - 1
Hänfling Acanthis cannabina bg V 11 - 14 1 - 2 - -
Haubentaucher Podiceps cristatus § Anh.1 - 7 - 9 - -
Hausrotschwanz Phoenicurus ochruros bg 8 - 13 - 0 - 1 -
Haussperling Passer domesticus bg V - - 1 -
Heidelerche Lullula arborea vAb Anh.1 3 0 - 1 - 0 - 2 1
Höckerschwan Cygnus olor 2 - - -
Kernbeißer Coccothraustes coccothraustes bg 1 - 3 - - -
Klappergrasmücke Sylvia curruca bg 2 - 6 3 - 8 0 - 1 0 - 2
Kohlmeise Parus major bg 10 - 21 4 - 8 - -
Kuckuck Cuculus canorus bg V - 2 - 3 - -
Mäusebussard Buteo buteo bg* - 2 - -
Mönchsgrasmücke Sylvia atricapilla bg 3 - 7 4 - 8 - 1
Nachtigall Luscinia megarhynchos bg 1 - 3 3 - 6 - 1
Neuntöter Lanius collurio vAb Anh.1 11 - 19 5 - 10 2 – 3 8 - 9
Pirol Orioilus oriolus bg V 3 - 6 6 - 0 - 1
Rabenkrähe Corvus corone bg 5 5 - -
Raubwürger Lanius excubitor vAb 2 1 4 - 5 3 2 -
Reiherente Aythya fuligula - - - 1
200x
200
100x
100
100x
100
100x
100
203

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Summe der Brutvogelpaare § FFH
RL-
LSA
RL-
BRD
Müch-
Innenk.
Kayna-
Süd
Goits.
Sandtr.
Golpa-
Nord
Ringeltaube Columba palmbus 14 - 16 7 - 9 1 -
Rohrammer Emberiza schoeniclus bg 24 - 34 23 - 27 - 0 - 5
Rohrdommel Botaurus stellaris vAb Anh.1 2 1 1 - 2 - - -
Rohrweihe Circus aeruginosus bg* Anh.1 6 - 7 1 - -
Rotkehlchen Erithacus rubecula bg - - - 1 - 3
Rotmilan Milvus milvus vAb* Anh.1 3 V - 1 - -
Schafstelze Motacilla flava bg V - 1 - 4 - 1 - 3
Schilfrohrsänger Acrocephalus schoenobaenus bg 3 2 1 - 2 - - -
Schwarzkehlchen Saxicola torquata bg P - 3 - 4 - -
Schwarzmilan Milvus migrans bg* Anh.1 3 - 1 - -
Singdrossel Turdus philomelos bg - - - 0 - 2
Star Sturnus vulgaris bg 0 - 3 - - -
Steinschmätzer Oenanthe oenanthe bg 2 10 - 15 2 - 6 4 1 - 3
Stieglitz Carduelis carduelis bg 6 - 9 2 - 0 - 1
Stockente Anas platyrhychnos 0 - 3 - - -
Sumpfrohrsänger Acrocephalus palustris bg - 0 - 2 - -
Tafelente Aythya ferina 0 - 1 - - -
Teichrohrsänger Acrocephalus scirpaceus bg 45 - 69 6 - 10 - -
Trauerschnäpper Ficedula hypoleuca bg - - - 0 - 1
Turmfalke Falco tinnunculus bg* 1 - - -
Turteltaube Streptopelia turtur V 0 - 3 0 - 3 - 0 - 1
Uferschwalbe Riparia riparia bg 3 V - 28 - 40 - -
Uhu Bubo bubo vAb* Anh.1 1 3 1 - - -
Wachtel Coturnix coturnix 3 - 0 - 4 0 - 1 0 - 2
Waldohreule Asio otus - 1 - 4 - -
Wasserralle Rallus aquaticus bg 1 - 2 - - -
Wendehals Jynx torquilla bg 3 3 1 - 3 - - 0 - 1
Zilpzalp Phylloscopus collybita bg 2 - 3 1 - -
Zwergtaucher Tachybaptus ruficollis V 9 - - 1
Abb. 111 Verbreitung des Brachpiepers und des Steinschmätzers in den Untersuchungsgebieten Mücheln-
Innenkippe (Kartierungsjahr: 2000) und Tagebau Golpa-Nord (Bachaue, Kartierungsjahr: 2001)
204

Ergebnisse und Diskussion
Die beiden Charakterarten vegetationsarmer Bereiche der Tagebaufolgelandschaft Steinschmätzer
und Brachpieper konnten in allen vier Untersuchungsgebieten erfasst werden. Der Brachpieper zeigte
dabei in den nördlichen Tagebauregionen eine etwas höhere Dominanz als in der Geiseltalregion. Die
Verbreitung beider Arten in Mücheln-Innenkippe und dem Tagebau Golpa-Nord ('Bachaue') wird in
Abb. 111 dargestellt.
Tab. 76
Dominanzen (%) der häufigsten Brutvogelarten der Rasterkartierung
Kayna-Süd Mücheln-Innenkippe Golpa-Nord, Bachaue
Goitsche, Sandtrockenrasen
Arten der vegetationsarmen Bereiche
Steinschmätzer 1,1 2,3 1,2 3,1
Brachpieper 0,5 0,9 3,1 3,8
Arten des Offenlandes (mit Einzelgehölzen)
Feldlerche 9,3 10,5 51,4 70,2
Dorngrasmücke 8,4 1,2 2,3 0,8
Neuntöter 1,8 2,9 3,5 2,3
Grauammer 3,8 2,6 7,7
Braunkehlchen 0,5 0,5 4,3
Arten des Halboffenlandes
Baumpieper 15,4 8,8 2,7 1,5
Fitis 8,9 4,4 3,9 5,3
Goldammer 3,3 5,2 3,9 3,8
Gartengrasmücke 4,5 2,6 1,5
Kohlmeise 1,5 3,2
Gelbspötter 3,1 1,4 0,4
Ringeltaube 1,6 2,4 0,8
Amsel 1,1 1,5 1,2 1,5
Arten der Röhrichte
Teichrohrsänger 1,8 10,5
Rohrammer 4,9 5,2 1,9
Bleßralle 1,3 3,2
Arten mit Bindung an Sonderstandorte
Uferschwalbe 7,3
Bachstelze 1,3 2,6 0,8 0,8
Feldsperling 3,5
Ausgedehnte Offenlandbereiche mit Einzelgehölzen sind in den untersuchten Tagebauen großflächig
ausgebildet. Hier ist die Feldlerche mit durchschnittlich 22 % an der Gesamtdominanz die häufigste
Art der Rasterkartierungen (siehe Abb. 112, Verbreitungsbild der Feldlerche im Tagebau Kayna-Süd).
Auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda erreicht sie sogar Anteile von 70 %. Weitere häufige
Offenlandarten sind Dorngrasmücke, Neuntöter, Grauammer und Braunkehlchen, wobei die beiden
Letzteren nicht auf der Untersuchungsfläche das Sandtrockenrasen in der Goitsche erfasst wurden.
Grauammer und Braunkehlchen erreichten vor allem in der modellierten Bachaue des Tagebaus
Golpa-Nord hohe Abundanzen.
In älteren Tagebaubereichen mit einem höheren Gehölz- bzw. Vorwaldanteil erreichen Baumpieper
und Fitis hohe Dichten (siehe Abb. 112, Auftreten des Baumpiepers im Tagebau Kayna-Süd). Zudem
treten als weitere Arten des Halboffenlandes u.a. Goldammer, Gartengrasmücke oder Gelbspötter auf.
In dem jungen Bereich Bachaue im Tagebau Golpa-Nord und auf dem untersuchten
Sandtrockenrasen der Goitsche wurden diese Arten entsprechend in relativ geringen Dominanzen
bzw. zum Teil gar nicht erfasst.
Ausgedehnte Gewässerröhrichte befinden sich in den Untersuchungsgebieten der Geiseltalregion.
Hier wurden als dominante Arten Teichrohrsänger, Rohrammer und Bleßralle kartiert.
Schließlich zeigen einige der häufigeren Arten eine Bindung an Sonderstandorte. So brütete die
Uferschwalbe nur in gewässernahen Steilwänden des Tagebaus Kayna-Süd und erreichte dort als
Koloniebrüter eine relativ hohe Dominanz.
205

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Bachstelze und Feldsperling nutzen meist anthropogen entstandene Höhlen oder Nischen als
Brutplatz. Diese sind vor allen in den kartierten Bereichen von Mücheln-Innenkippe (Region Geiseltal)
vorhanden.
Abb. 112 Verbreitung der Feldlerche und des Baumpiepers im Tagebau Kayna-Süd (Kartierungsjahr: 2000)
Neben der Erstellung von Verbreitungskarten als Basis für ein langfristiges Monitoring dienen die
Ergebnisse auch zur weiteren Analyse der Beziehungen zwischen Habitatparametern und dem
Auftreten naturschutzfachlich bedeutender Vogelarten. Entsprechende Ergebnisse werden in Kap.
4.1.3.5.1 dargestellt.
Siedlungsdichteuntersuchungen
Die nachfolgende Tab. 77 gibt einen Überblick über die Anzahlen der in den Untersuchungsgebieten
in den Jahren 2000 und 2001 erfassten Brutvogel-Reviere/-paare (bei jahrweise differierenden Zahlen
als Spanne angegeben). Die Revierzahlen der einzelnen Jahre und Flächen sowie die für
weitestgehend homogene Flächen ermittelten Abundanzen (Siedlungsdichte in Brutpaare/10 ha) ist
aus den Gebietstabellen des Anhangs ‘Brutvögel-Siedlungsdichte’ ersichtlich. Für die
Untersuchungsgebiete Halde Blösien und Tagebau Muldenstein wurden alle erfassten
Revierstandorte (wahrscheinlicher Reviermittelpunkt) in einem ArcView-Projekt jahrweise punktgenau
abgelegt. Die Reviere einzelner (großräumig aktiver) Arten und die Grenzen der
Untersuchungsflächen wurden als Flächen-Shape aufgenommen. Durch die so aufgearbeiteten Daten
der Grundlagenerfassung (Ersterfassung) sind die Untersuchungsgebiete als
Dauerbeobachtungsflächen für ein Langzeitmonitoring sehr gut geeignet (insbesondere Blösien und
Muldenstein: Sukzession von Haldenforsten, Vorwäldern und Offenlandbereichen bzw.
Feuchtgebietsentwicklung unter dem Aspekt Wasseranstieg).
Halde Blösien
Der ausgesprochen hohe Strukturreichtum der Halde Blösien spiegelt sich in der Brutvogel-Zönose
wider. Mit 57 nachgewiesenen Arten ist die Halde im Vergleich zu anderen sehr artenreich.
Besonders arten- und individuenreich sind die forstlich sekundär unbeeinflussten Robinien-
Pappelforste der Nordböschung. Hier konzentriert sich das Vorkommen charakteristischer Arten alter,
strukturreicher Wälder (z.B. Gartenbaumläufer, Gartenrotschwanz, Grauschnäpper, Kernbeißer,
206

Ergebnisse und Diskussion
Kleiber, Schwanzmeise, Star, Zaunkönig). In den zahlreichen alten Pappeln der Nordböschung
befinden sich die meisten Greifvogelhorste der Halde, die insgesamt eine hohe Greifvogeldichte
aufweist. Bedeutend ist das Vorkommen der gefährdeten Arten Rotmilan und Schwarzmilan.
Regelmäßig kommen weiterhin Mäusebussard und Turmfalke vor. Für Wespenbussard und
Baumfalke liegen Brutzeitbeobachtungen aus vorhergehenden Jahren vor (SCHULZE 1997).
Durch die partiell reiche Strauchschicht der Haldenforste erreichen gebüschbrütende Arten,
insbesondere Mönchsgrasmücke und Nachtigall extrem hohe Siedlungsdichten.
Die halboffenen, dornstrauchreichen Plateauflächen sind Lebensraum mehrere Offenlandarten, von
denen insbesondere das Vorkommen von Neuntöter, Raubwürger, Grauammer und
Sperbergrasmücke naturschutzfachlich wertvoll ist. Der Neuntöter erreicht einen außergewöhnlich
hohen Brutbestand. Durch die hohe Grenzlinienlänge zwischen Wald und Offenland kommen typische
Waldrandarten in sehr hoher Abundanz vor (z.B. Baumpieper, Gartengrasmücke, Gelbspötter,
Goldammer). Auch der Wendehals, als weitere gefährdete Art, findet durch das Nebeneinander von
alten höhlenreichen Baumbeständen und strukturreichem Offenland optimale Lebensräume vor und
besiedelt die Halde in vergleichsweise hoher Dichte (4 Reviere in beiden Untersuchungsjahren).
Tab. 77
Anzahl der erfassten Brutvogel-Reviere (Brutpaare) in den drei Untersuchungsgebieten
Legende: RL-D = Rote Liste der Brutvögel Deutschlands (NABU et al. 2003), RL-LSA = Rote Liste der Vögel des
Landes Sachsen-Anhalt (DORNBUSCH 1992), Gefährdungskategorien: 1 = Vom Aussterben bedroht, 2 = Stark
gefährdet, 3 = Gefährdet, P = Potenziell gefährdet; Brutpaarzahlen ohne Klammern = Brut im Untersuchungsgebiet
erwiesen oder wahrscheinlich (D- und C-Nachweise); Brutpaarzahlen in runden Klammern = Brut möglich (B-
Nachweis), Brutpaarzahlen in eckigen Klammern = Brutpaar anwesend, aber Brut auszuschließen oder außerhalb
Art
RL-D/
RL-LSA
Halde Blösien
(gesamte Halde, Wald
und Offenland;
75,5 ha)
Halde Pfännerhall
(4 Waldprobeflächen;
insgesamt 40,3 ha)
Muldenstein
(Feuchtgebiets-/ Halboffenlandkomplex;
74,1
ha)
Amsel 25 - 34 16 - 24 9 - 12
Bachstelze 2 - 3 1
Baumpieper 24 - 26 10 - 15 5 - 8
Bekassine 1 / 3 1 - (2)
Beutelmeise 2 - 6
Blaumeise 18 - 26 18 - 26 4
Blessralle 9 - 19
Braunkehlchen 3 / - 3 - 4
Buchfink 37 - 38 29 - 37 3 - 4
Buntspecht 4 - 5 5 - 6
Dorngrasmücke 3 - 9 3 - 4
Drosselrohrsänger 2 / 3 6 - 8
Eichelhäher 3 - 5 3 - 7 2 - 4
Elster 0 - 1 0 - 1 0 - 1
Fasan 6 - 7 5
Feldlerche 0 - 1
Feldschwirl 2 3 - 5
Feldsperling 9 - 11 0 - 2
Fitis 23 - 26 11 - 18 25 - 28
Gartenbaumläufer 1 - 2 2 - 6
Gartengrasmücke 26 - 33 18 - 21 6 - 18
Gartenrotschwanz 4 3 - 4
Gelbspötter 14 - 25 3 - 7 0 - 1
Girlitz 0 - 2 2 - 5
Goldammer 38 - 46 3 - 4 16 - 17
Grauammer 2 / 3 0 - 4 1 - (2)
Graugans [1]
Grauschnäpper 5 - 11 7 - 8
Grauspecht 0 - (1) 1
Grünfink 14 - 17 7 1 - 2
Grünspecht 1 - 2 0 - 1
Hänfling 0 - 2 1 - 2
Hausrotschwanz 2 - 3
Heckenbraunelle 15 - 20 5 1 - 3
Heidelerche 3 / - 0 - 3
Höckerschwan 1 - 2
Kernbeißer 5 - 10 3
Klappergrasmücke 6 - 9 1 - 7
Kleiber 1 - 6 3
207

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Art
RL-D/
RL-LSA
Halde Blösien
(gesamte Halde, Wald
und Offenland;
75,5 ha)
Halde Pfännerhall
(4 Waldprobeflächen;
insgesamt 40,3 ha)
Muldenstein
(Feuchtgebiets-/ Halboffenlandkomplex;
74,1
ha)
Kohlmeise 48 - 59 41 - 47 7 - 10
Kolkrabe 0 - 1
Kranich - / 1 [1] - 1
Kuckuck 0 - 2 R 0 – 2 R 1 – 2 R
Mäusebussard 3 - 4 1
Nachtigall 29 - 33 9 - 10 1 - 3
Nebelkrähe 0 - 1
Neuntöter 18 - 26 0 - 6 11 - 16
Pirol 4 - 6 3 - 5 0 - 1
Rabenkrähe 2 - 4 0 - 2 1 - 2
Raubwürger 1 / 2 0 - (1)
Ringeltaube 13 - 19 13 - 15 4 - 5
Rohrammer 24 - 35
Rohrdommel 1 / 2 0 - 1
Rohrweihe 2 - 3
Rotkehlchen 19 - 35 10 - 15 6 - 8
Rotmilan - / 3 3 1
Schwanzmeise 3 - 4 1 2 - 3
Schwarzkehlchen - / P 2 - 4
Schwarzmilan - / 3 1 - 2 0 - 1
Singdrossel 9 4- - 7 2 - 3
Sperbergrasmücke - / 3 2 - 4 2 - 5
Star 27 - 50 29 - 41
Steinschmätzer 2 / - 0 - (1)
Stieglitz 7 - 12 3 - 8
Stockente 5
Sumpfrohrsänger 0 - (1) 2 - 3
Teichralle 0 - 1
Teichrohrsänger 46 - 74
Trauerschnäpper 0 - (1) 0 - (1)
Türkentaube 0 - 2
Turmfalke 0 - 1
Turteltaube 4 - 9 3 - 6 3 - 4
Waldlaubsänger 0 - (1)
Waldkauz 0 - 1
Wasserralle 9 - 13
Weidenmeise 0 - (1) 1 - 7
Wendehals 3 / 3 4 3 0 – (1)
Zaunkönig 4 - 8 7 - 11
Zilpzalp 26 - 33 21 - 27 4 - 8
Zwergtaucher 3
Artenzahl
(B-, C-, D-Nachweis)
57 46 55
Halde Pfännerhall
Mit 46 aktuell nachgewiesenen Brutvogelarten beherbergt die Halde Pfännerhall eine artenreiche
Waldavizönose, wobei Artenreichtum und naturschutzfachlicher Wert auf Grund des Fehlens
gebüschreicher, halboffener Plateauflächen nicht an die der Halde Blösien heranreichen.
Bedeutend sind insbesondere die forstlich sekundär unbeeinflussten Robinienwälder der Böschungen
auf Grund ihres Strukturreichtums. Der für Vögel wertvollste Bereich ist die Nordböschung der Halde,
wo allein 44 Arten nachgewiesen wurden (siehe Anhang: Fläche 1). Die auf der Fläche 1 erreichte
durchschnittliche Gesamtabundanz der beiden Untersuchungsjahre liegt mit 181,3 BP/10 ha deutlich
über der mittleren Gesamtdichte von Hartholzauenwäldern (140,0 BP/10 ha), die als vogelarten- und
individuenreichster Waldtyp Mittel- und Norddeutschlands ermittelt wurden (FLADE 1994). Die in den
Bestand eingestreuten alten Pappeln sind Horstbäume mehrere Greifvogelarten, von denen das
Vorkommen der gefährdeten Arten Schwarz- und Rotmilan naturschutzfachlich bedeutend ist. Auf
Grund des höhlenreichen Baumbestandes an den Böschungen kommen auf der Halde eine Vielzahl
von Höhlenbrütern vor, darunter vier Spechtarten (Buntspecht, Grünspecht, Grauspecht und der
gefährdete Wendehals in mehreren Paaren) und anspruchsvollere Arten alter Laubgehölze wie
Gartenbaumläufer, Gartenrotschwanz und Grauschnäpper.
208

Ergebnisse und Diskussion
Die durch forstliche Bewirtschaftung beeinflussten Pappelforste des Haldenplateaus (Auflichtung und
Voranbau von Laubgehölzen unter Schirm; siehe Anhang: Fläche 4) sind im Vergleich zu den
unbeeinflussten gleichalten Plateauforsten (Fläche 2) deutlich arten- und individuenärmer. Im
Vergleich zum Artenreichtum der Nordböschung (Fläche 1) ist der Unterschied gravierend.
Die mittelalten Pionierwälder des Plateaus im Bereich ehemaliger Brandflächen werden vom Fitis
dominiert und sind ansonsten arten- und individuenarm (Fläche 3).
Muldenstein
Durch den Grundwasseranstieg im Bereich Grüner und Blauer See hat sich im Verlauf der letzten 15
Jahre im Innenkippenbereich südlich der beiden Seen ein komplexes und sehr strukturreiches
Feuchtgebiet entwickelt (große Teile innerhalb des NSG ‘Schlauch Burgkemnitz’).
Das Gebiet weist einen hohen Artenreichtum auf und beherbergt zahlreiche gefährdete
Brutvogelarten, darunter wertbestimmende Arten der Moore und Sümpfe, die in anderen
Feuchtgebieten der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts nicht vorkommen.
Nachdem bereits seit mehreren Jahren ein Paar des Kranichs zur Brutzeit anwesend war, gelang
während der aktuellen Untersuchungen 2001 der Brutnachweis. Die bundesweit aktuell als vom
Aussterben bedroht eingestufte Bekassine (NABU et al. 2003) kommt jährlich in 1 - 2 Brutpaaren vor.
Von besonderer Bedeutung für die Art sind die ausgedehnten Binsensümpfe östlich des Bibergrabens
(außerhalb des NSG), die sich erst nach 1997 durch weiteren Grundwasseranstieg und Ausdehnung
der überstauten Flächen in den Bereich ehemaliger Aufforstungsflächen entwickelt haben. Die
Einbeziehung der gesamten Offenlandbereiche östlich des Bibergrabens in das NSG ist auch aus
Sicht anderer wertgebender Vogelarten (Neuntöter, Schwarzkehlchen, Braunkehlchen,
Sperbergrasmücke, Grauammer) unbedingt anzustreben.
Insbesondere im ‘Schlauch’ südöstlich des Grünen Sees haben sich strukturreiche Röhrichtkomplexe
entwicklelt, die mehrere Röhrichtleitarten nach FLADE (1994) beherbergen (Rohrdommel, Rohrweihe,
Wasserralle, Teichralle, Teichrohrsänger, Drosselrohrsänger). Die seltene und vom Aussterben
bedrohte Rohrdommel hat das Gebiet 2001 (möglicherweise durch die wasseranstiegsbedingte
Röhrichtausdehnung) nach mehreren Jahren ohne Vorkommen wiederbesiedelt. Einige
Röhrichtleitarten erreichen hohe Abundanzen (Drosselrohrsänger, Teichrohrsänger, Wasserralle).
Charakteristische Art der kleinen freien Wasserflächen innerhalb der Röhrichte ist der Zwergtaucher.
Für die an das Feuchtgebiet angrenzenden Weichholzsäume ist das Vorkommen von Weidenmeise
und Beutelmeise charakteristisch.
Die an den Feuchtgebietskomplex südlich anschließenden gebüschreichen Offenlandbereiche sind
Lebensraum mehrerer naturschutzfachlich wertvoller Offenlandvogelarten wie Neuntöter,
Sperbergrasmücke, Braunkehlchen, Schwarzkehlchen und Grauammer. Die Sperbergrasmücke zeigt
eine besondere Bindung an komplexe Sanddorngebüsche, in denen sie meist gemeinsam mit dem
Neuntöter brütet.
4.1.3.4.2 Amphibien
(Michael Reuter)
Untersuchungen zur kurz- bis mittelfristigen Entwicklung von Amphibienzönosen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
Um Aussagen über die kurz- bis mittelfristige Bestandsentwicklung insbesondere naturschutzfachlich
bedeutsamer Amphibienarten treffen zu können, wurden aktuell (2000/2001) in ausgewählten
Gewässern verschiedener Tagebaugebiete mit Lebensräumen unterschiedlich weit fortgeschrittener
Sukzessionsstadien die Erfassunge der Amphibien von FBM (1999) (Untersuchungsjahre 1996/97)
bzw. älterer Untersuchungen von Ökoplan aus der Goitsche (Untersuchungsjahr 1994) wiederholt.
Dabei wurden folgende Gebiete und Arten berücksichtigt:
• Sanierungstagebaue (vgl. Tab. 78)
• Altbergbaugebiete (vgl. Tab. 79)
Die deutlichsten Bestandsrückgänge bei den untersuchten Arten/Gebieten innerhalb der
Sanierungstagebaue wiesen die Pionierarten Kreuz- und Wechselkröte im Tagebau Goitsche auf;
209

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
wobei in diesem Gebiet auch der Zeitraum zwischen den Untersuchungsjahren am größten war (6
Jahre). Erloschen ist ein kleines Vorkommen des Laubfrosches. Hauptursache aller dieser
Bestandsrückgänge ist der Verlust von (temporären) Laichgewässern durch Verlandung bzw.
Sanierung.
Sanierungstagebaue:
Tab. 78
Untersuchungsjahre zur Ermittlung der kurz- bis mittelfristigen Bestandsentwicklung ausgewählter
Amphibienarten und Tagebaugebiete innerhalb von Sanierungstagebauen sowie Bestandstrend zwischen
den angegebenen Untersuchungsjahren
Legende: ↓ leichte Abnahme; ↓↓ deutliche Abnahme bzw. Verlust des Vorkommens; ↑ leichte Zunahme;
↑↑ deutliche Bestandszunahme; = keine wesentliche Veränderung
Tagebau/(Tagebauregion)
untersuchte Arten
Tagebau Golpa-Nord (Gräfenhainichen)
Ersterfassung
Wiederholungsuntersuchung
Tendenz der bisherigen
Entwicklung
Kreuzkröte 1996 2000/01 ↓/(↑↑)*
Wechselkröte 1996 2000/01 ↓
Tgb Goitsche (Bitterfeld)
Knoblauchkröte 1994 2000 ↓
Kreuzkröte 1994 2000 ↓↓
Wechselkröte 1994 2000 ↓↓
Laubfrosch 1994 2000 ↓↓
Tagebau Amsdorf (Amsdorf)
Kreuzkröte 1996 2000 ↓
Wechselkröte 1996 2000 ↓
Tagebau Kayna-Süd (Geiseltal)
Knoblauchkröte 1997 2000/01 =
Wechselkröte 1997 2000/01 =
* lokal begrenzt durch Neuanlage von 2 Gewässern deutliche Bestandszunahme
Altbergbaugebiete:
Tab. 79
Untersuchungsjahre zur Ermittlung der kurz- bis mittelfristigen Bestandsentwicklung ausgewählter
Amphibienarten und Tagebaugebiete innerhalb von Altbergbaugebieten sowie Bestandstrend zwischen den
angegebenen Untersuchungsjahren
Legende: ↓ leichte Abnahme; ↓↓ deutliche Abnahme bzw. Verlust des Vorkommens; ↑ leichte Zunahme;
↑↑ deutliche Bestandszunahme; = keine wesentliche Veränderung
Tagebau /(Tagebau-Region)
untersuchte Arten
Ersterfassung
Wiederholungsuntersuchung
Tendenz der bisherigen
Entwicklung
Tagebau Muldenstein (Bitterfeld)
Knoblauchkröte 1997 2001 =
Kreuzkröte 1997 2001 =
Wechselkröte 1997 2001 ↓↓
Laubfrosch 1997 2001 =
Moorfrosch 1997 2001 ↓↓
Friedersdorf (Bitterfeld)
Knoblauchkröte 1997 2001 =
Moorfrosch 1997 2001 ↓
Tagebau Lochau (Halle-Ost)
Knoblauchkröte 1996 2001 =
Wechselkröte 1996 2001 =
Laubfrosch 1996 2001 ↓↓
Moorfrosch 1996 2001 ↓
Tagebau Bruckdorf (Halle-Ost)
Wechselkröte 1996 2001 =
Moorfrosch 1996 2001 ↓↓
210

Ergebnisse und Diskussion
Tagebau /(Tagebau-Region)
untersuchte Arten
Asendorfer Kippe (Amsdorf)
Ersterfassung
Wiederholungsuntersuchung
Tendenz der bisherigen
Entwicklung
Knoblauchkröte 1996 2000 =
Wechselkröte 1996 2000 ↓
Kippenbereich bei Wansleben (Amsdorf)
Knoblauchkröte 1996 2000 =
Kreuzkröte 1996 2000 ↓↓
Wechselkröte 1996 2000 ↓
Deutliche Bestandsrückgänge der untersuchten Arten, wies im Altbergbaubereich insbesondere der
Moorfrosch auf - sowohl auf Grund der Verlandung von Flachgewässern als auch wahrscheinlich
wegen des lokalen Grundwasserwiederanstieges und den damit verbundenen negativen Folgen für
den Moorfrosch (Verlust von Flachwasserzonen; verstärktes Eindringen von Prädatoren in die
Laichgewässer). Bei Wechselkröte (Tagebau Muldenstein) und Laubfrosch (Tagebau Lochau) kam es
zum Erlöschen ohnehin nur individuenarmer bzw. Einzelvorkommen.
(Erst-) Erfassung von Amphibienzönosen
Als Grundlage für ein langfristiges Monitoring ausgewählter Gebiete in der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts wurden im Tagebau Golpa-Nord (Bereich Radis-
Gremminer Graben), im Tagebau Kayna-Süd (südlichstes Teilgebiet) sowie auf der Mücheln-
Innenkippe die gesamten Amphibienzönosen aufgenommen. Für die erst im Herbst 1999 angelegten
Gewässer im Tagebau Golpa-Nord war dies eine Ersterfassung des sich neu ansiedelnden
Amphibienbestandes.
Tab. 80
Übersichtstabelle der aktuell nachgewiesenen Amphibienarten in Golpa-Nord (Bereich Radis-Greminer
Graben), Kayna-Süd und auf der Mücheln-Innenkippe
Legende:
x Einzelnachweise (1 - 5 adulte Tiere)
xx mehrere Einzelnachweise oder ein individuenarmes Vorkommen (6 - 20 adulte Tiere)
xxx mehrere individuenarme Vorkommen oder ein mäßig individuenreiches Vorkommen (21 - 50 adulte Tiere)
X mehrere mäßig individuenreiche Vorkommen oder mindestens ein individuenstarkes Vorkommen (> 50 adulte
Tiere)
Golpa-Nord Kayna-Süd Mücheln-Innenkippe
Teichmolch x xx xx
Knoblauchkröte - x X
Kreuzkröte X - -
Wechselkröte x X xxx
Erdkröte - xxx xx
Teichfrosch xx xxx X
Seefrosch - x xx
Analyse der Beziehungen zwischen Habitatparametern/Habitatstrukturen und Amphibien
Zur Erfassung bevorzugter Habitatparameter ausgewählter Amphibienarten wurden in 7
verschiedenen Tagebaugebieten insgesamt 239 Laichplätze an 95 Gewässern untersucht. Zusätzlich
zu diesen besetzten Stellen/Gewässern wurde eine zufällige Auswahl unbesetzter Lokalitäten auf
gleiche Weise untersucht, um ausreichend vergleichbare Nullstellen einzubeziehen (142 Stellen an
103 Gewässern). 10 verschiedene Habitatparameter sowie der Einfluß von Fischbesatz in den
Gewässern wurden untersucht.
211

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4.1.3.4.3 Heuschrecken
Markus Oelerich
In den Tagebaubereichen Mücheln-Innenkippe, Kayna-Süd, Goitsche Sandtrockenrasen und Golpa-
Nord, Bachaue wurden in den Jahren 2000 bzw. 2001 auf insgesamt 319 Flächen Heuschrecken
erfasst. Die Stetigkeit mit denen die insgesamt 24 Arten in den einzelnen Tagebauen auftraten wird in
Tab. 81 dargestellt.
Neben häufigen Arten wie dem Verkannten Grashüpfer (Ch. mollis), dem Braunen Grashüpfer
(Ch. brunneus) oder dem Nachtigallgrashüpfer (Ch. biguttulus) wurden auch die naturschutzfachlich
bedeutenden Arten Myrmeleotettix maculatus (Gefleckte Keulenschrecke), Oedipoda caerulescens
(Blauflügelige Ödlandschrecke) und Sphingonotus caerulans (Blauflügelige Sandschrecke) auf vielen
Untersuchungsflächen nachgewiesen.
Tab. 81
Übersicht über die im Rahmen des FLB erfassten Heuschreckenarten
Auftreten der
Arten in %
(Stetigkeiten)
Anzahl
Nachweise
südliche BLF
Sachsen-Anhalts
Mücheln-
Innenkippe
Kayna-Süd
nördliche BLF
Sachsen-Anhalts
Goitsche,
Sandtrockenrasen
Golpa-
Nord,
Bachaue
Summe
Anzahl Flächen 102 102 22 93 319
Untersuchungsjahr 2001 2000 2001 2001
Chorthippus mollis 206 55,88 76,47 81,82 56,99 64,58
Chorthippus brunneus 182 59,80 56,86 40,91 58,06 57,05
Myrmeleotettix maculatus 140 43,14 40,20 86,36 38,71 43,89
Chorthippus-Larven 136 67,65 27,45 72,73 24,73 42,63
Oedipoda caerulescens 116 39,22 48,04 31,82 21,51 36,36
Chorthippus biguttulus 115 19,61 44,12 9,09 51,61 36,05
Sphingonotus caerulans 92 46,08 22,55 31,82 16,13 28,84
Conocephalus fuscus 67 22,55 36,27 22,73 2,15 21,00
Metrioptera roeselii 67 6,86 26,47 - 35,48 21,00
Phaneroptera falcata 47 13,73 30,39 4,55 1,08 14,73
Tetrix tenuicornis 41 36,27 3,92 - - 12,85
Tettigonia viridissima 41 9,80 2,94 9,09 27,96 12,85
Platycleis albopunctata 29 2,94 - 54,55 15,05 9,09
Chorthippus dorsatus 26 2,94 0,98 - 23,66 8,15
Chorthippus albomarginatus 21 6,86 8,82 - 5,38 6,58
Chorthippus apricarius 19 10,78 - - 8,60 5,96
Chorthippus parallelus 9 0,98 6,86 - 1,08 2,82
Omocestus haemorrhoidalis 9 - - - 9,68 2,82
Chrysochraon dispar 8 - - - 8,60 2,51
Nemobius sylvestris 7 - - - 7,53 2,19
Pholidoptera griseoaptera 6 - - - 6,45 1,88
Tertix subutata 4 2,94 - - 1,08 1,25
Tetrix ceperoi 2 1,96 - - - 0,63
Gryllus campestris 1 0,98 - - - 0,31
Euthystira brachyptera 1 - - - 1,08 0,31
Die untersuchten Tagebaubereiche Mücheln-Innenkippe und Kayna-Süd liegen im mittleren bis
südlichen Bereich der sachsen-anhaltischen Braunkohlenfolgelandschaft
(Braunkohlebergbaufolgelandschaft), die Untersuchungsflächen Goitsche - Sandtrockenrasen und
Golpa-Nord - Bachaue in dem mehr durch sandige Substrate geprägten Norden der
Braunkohlebergbaufolgelandschaft. Diese naturräumlichen Differenzen spiegeln sich auch im
Auftreten einiger Arten wieder. So konnte die Kleine Goldschrecke (E. brachyptera), die Waldgrille
(N. sylvestris) und der Rotleibige Grashüpfer (O. haemorrhoidalis) bei den aktuellen Untersuchungen
nur im Tagebau Golpa-Nord erfasst werden; die Westliche Beißschrecke (P. albopunctata) ist in der
Goitsche und in Golpa-Nord deutlich häufiger.
212

Ergebnisse und Diskussion
Einen gewissen Sonderfall innerhalb der Untersuchungsgebiete stellt der Sandtrockenrasen im
Tagebau Goitsche dar. Während die anderen bearbeiteten Tagebaue relativ vielfältige
Biotoptypenausstattungen zeigen (siehe Verteilung der Untersuchungsflächen auf diverse
Biotoptypengruppen in Tab. 82), ist diese Fläche relativ homogen. Dementsprechend zeigen einige
Arten (Ch. mollis, M. maculatus und P. albopunctata) hier sehr hohe Stetigkeiten.
Parallel zu den Heuschreckenerfassungen wurden auf allen Flächen weitere abiotische und biotische
Parameter ermittelt. Korrelationen zwischen Habitatparametern und dem Auftreten der Arten werden
in Kap. 4.1.3.5.3 dargestellt und in das angefügte Analyse-, Bewertungs- und Prognosesystem für die
Bergbaufolgelandschaft – ISABEL - integriert.
Tab. 82
Verteilung der Heuschreckenuntersuchungsflächen auf unterschiedliche Biotoptypengruppen
Biotoptypenflächen der
Untersuchunggebiete
in %
Mücheln-
Innenkippe
Kayna-Süd
Goitsche,
Sandtrockenr.
Golpa-Nord,
Bachaue
Summe
Anzahl Flächen 102 102 22 93 319
Rohbodenstandorte 29,4 13,7 13,6 3,2 15,7
Sandtrockenrasen - - 36,4 3,2 3,5
Gras-Kraut-Fluren 32,4 47,1 36,4 36,6 38,6
Ansaaten 3,9 16,7 - 36,6 17,2
Röhrichte 19,6 7,8 - 2,2 9,4
Pionierwälder 7,8 13,7 4,6 2,2 7,8
Gebüsche 2,0 1,0 4,6 1,1 1,6
Laub-/Nadelforste 4,9 - 4,6 15,1 6,3
4.1.3.4.4 Libellen
Jörg Huth
Innerhalb der insgesamt 20 Untersuchungsgebiete der Forschungsprojekte FBM und FLB in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts wurden bisher 47 Libellenarten nachgewiesen,
die alle nachweislich oder wahrscheinlich bodenständig sind. 44 dieser Arten wurden bei den
aktuellen Untersuchungen (2000/2001) in den sechs Untersuchungsgebieten des FLB erfasst. Im
Vergleich zum Kenntnisstand des FBM bezüglich des Artenspektrums (HUTH 2000) ist durch die
aktuellen Untersuchungen nur eine Art (Leucorrhinia rubicunda) neu hinzugekommen.
In der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts kommen 21 Arten der
Gefährdungskategorien 1 - 3 der Landesliste (MÜLLER 1993, 1996) vor (= 57 %), von denen 12 Arten
aktuell (2000/01) mehrere stabile und individuenreiche Reproduktionsvorkommen haben. Bei sechs
weiteren Rote-Liste-Arten des Landes gibt es gegenwärtig nur ein bedeutendes Vorkommen. Eine Art
(Orthetrum brunneum) hatte 1996 - 98 mehrere bedeutende Vorkommen, die in den letzten Jahren
durch Habitatverlust erloschen sind. Von der Roten Liste Deutschlands (OTT & PIPER 1998)
reproduzieren 22 Arten der Gefährdungskategorien 1 - 3 und G ( = 50 %) in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts.
Eine Übersicht über die aktuellen Erfassungsergebnisse (2000/2001) im Vergleich zu älteren
Ersterfassungen (FBM und andere Untersuchungen) gibt die Tab. 83. Die Tabelle enthält nur die
zusammengefassten Artenlisten der Untersuchungsgebiete. In Anlage 10 finden sich die jahrweisen
Artenlisten der Libellenuntersuchungen der Einzelgewässer der Untersuchungsgebiete mit Angabe
der Häufigkeitsklasse und des Nachweisstatus sowie einer kurzen Gewässerbeschreibung. Diese
Listen bilden die Datengrundlage für spätere Wiederholungsuntersuchungen im Rahmen eines
Monitorings. Die Daten wurden des Weiteren in eine Datenbankstruktur überführt (dBase-Tabelle mit
Lagekoordinaten der Untersuchungsgewässer).
Der ehemalige Tagebau Muldenstein (NSG Schlauch Burgkemnitz, Pappelsumpf) ist das
artenreichste (bisher 44 Arten) und aus naturschutzfachlicher Sicht herausragendste Libellen-
Untersuchungsgebiet. Neun gefährdete Arten haben hier das bedeutendste und drei Arten
(Somatochlora flavomaculata, Sympetrum depressiusculum, Leucorrhinia rubicunda) das einzige
nachgewiesene Reproduktionsvorkommen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-
Anhalts.
213

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 83
Libellenarten der Untersuchungsgebiete (Übersicht)
Legende: Häufigkeit: 1 - 4 = höchste ermittelte Häufigkeitsklasse der Imagines aus denen der einzelnen
Untersuchungsgewässer des Gebietes: 1 = einzelne, 2 = mehrere, 3 = viele, 4 = sehr viele; Nachweisstatus
(höchster Nachweisstatus im Gebiet im Hinblick auf Reproduktion): I = Sichtbeobachtung von Imagines am
Gewässer, R = Revierbesetzende Männchen, P = Paarung, E = Eiablage, L = Larve, S = Schlupf/frisch geschlüpfte
Imagines/Exuvie; Regionen: Grä = Gräfenhainichen, Bit = Bitterfeld, Am = Amsdorf, Gs-tal = Geiseltal;
Untersuchungsgebiete: Ra = Golpa-Nord (Radis-Greminer Graben), Mu = Muldenstein, Go = Goitsche, As/St =
Asendorfer Kippe/Kippe Stedten, Mü = Mücheln Innenkippe, KS = Kayna-Süd; *1 = nach Untersuchungen von K.
SELUGA (ÖKOPLAN 1998; w = wahrscheinlich bodenständig; b = bodenständig); *2 = nach Untersuchungen von M.
UNRUH (MEYER 1996); *3 = Nachweis 1993 durch M. TROST; *4 = Nachweis von Lestes barbarus und Aeshna
affinis 2001 durch M. SCHULZE
Untersuchungsgebiet Ra Mu Mu
Untersuchungsjahre
00
01
97
00
01
Go
*1 Go
94
00
01
As
St
96
98
As
St
Mü
01 96
Mü
*4
00
01
Region Grä Bit Bit Bit Bit Am Am Gstal
Gstal
Gstal
Gstal
KS
*2 KS
95 00
Zahl untersuchter Gewässer (-bereiche) 3 5 7 8 12 12 9 10 11 ? 7
Calopteryx splendens Gebänderte Prachtlibelle 1I 1I 1S 4w 1I 1 1I
Lestes sponsa Gemeine Binsenjungfer 1S 4S 4S 3b 3S 4S 3S 3E 3I 1
Lestes dryas Glänzende Binsenjungfer 1I 3S 1 3S 1I 2
Lestes virens vestalis Kleine Binsenjungfer 3S 3S 2S 4S 3S 2S 2
Lestes viridis Weidenjungfer 1S 2P 2b 2S
Lestes barbarus Südliche Binsenjungfer 1S 1w 1S 1
Sympecma fusca Gemeine Winterlibelle 2S 3S 4S 3b 3S 4S 2E 4S 2P 2 1S
Platycnemis pennipes Gemeine Federlibelle 2E 3S 1w 3E
Pyrrhosoma nymphula Frühe Adonislibelle 1I 3S 3E 2P 1
Ischnura elegans Große Pechlibelle 3E 3S 4S 4b 3S 3S 2S 3S 3S 3 4S
Ischnura pumilio Kleine Pechlibelle 3S 1I 3b 3S 2P 1I 1 2S
Enallagma cyathigerum Becher-Azurjungfer 4E 4S 4S 4b 4S 4S 4S 3S 4S 3 4S
Coenagrion puella Hufeisen-Azurjungfer 2E 4S 4S 2w 4S 4S 3S 3S 4S 3S
Coenagrion pulchellum Fledermaus-Azurjungfer 2S 3S 1
Coenagrion hastulatum Speer-Azurjungfer 3S 1I
Erythromma najas Großes Granatauge 2P 4E 1 2E
Erythromma viridulum Kleines Granatauge 3P 1I 2I 3P 3E 2P 3E
Brachytron pratense Kleine Mosaikjungfer 3P 4S 1 2E 2R 2R 1R 2R
Aeshna mixta Herbst-Mosaikjungfer 2R 2P 3S 4w 3I 3P 3R 3P 2 2P
Aeshna affinis Südliche Mosaikjungfer 2R 2R 1R
Aeshna juncea Torf-Mosaikjungfer 2R 2E 1?
Aeshna cyanea Blaugrüne Mosaikjungfer 1I 1R 2w 1R 1R 3
Aeshna grandis Braune Mosaikjungfer 1I 1S 1R 1 1E 1R
Aeshna isosceles Keilflecklibelle 3S 3S 1 1I 2E 2P 1R 2S
Anax imperator Große Königslibelle 2E 2S 3S 3b 3S 3S 2E 4S 2S 1 2E
Anax parthenope Kleine Königslibelle 2R 1E 2S 2w 2E 1E 2R 2S 3S 3 3R
Cordulia aenea Gemeine Smaragdlibelle 3R 3S 3R 3R 1S 1R
Somatochlora metallica Glänzende Smaragdlibelle 2R 1R 2R
Somatochlora flavomaculata Gefleckte Smaragdlibelle 2S 3R
Libellula quadrimaculata Vierfleck 2P 4S 4S 3b 4S 3S 3S 3E 4S 1 4S
Libellula depressa Plattbauch 1R 2w 2S 1R 1I 1R 1P
Orthetrum coerulescens Kleiner Blaupfeil 2R 1S 3S 2w 3S 3E 1R 3E 3E
Orthetrum brunneum Südlicher Blaupfeil 1R 2P 1R
Orthetrum cancellatum Großer Blaupfeil 3P 2P 2R 3b 3S 3E 2R 4S 3S 3 3S
Sympetrum vulgatum Gemeine Heidelibelle 4E 2S 4S 3b 2P 4S 3S 3S 2S 3 4S
Sympetrum striolatum Große Heidelibelle 2E 2S 3S 2b 2S 3S 3S 3S 3S 2 2S
Sympetrum fonscolombei Frühe Heidelibelle 2E 1S 2P 1S
Sympetrum flaveolum Gefleckte Heidelibelle 4P 3S 1I 2P 1P
Sympetrum sanguineum Blutrote Heidelibelle 2E 3S 4S 3b 2S 4S 2S 4S 2S 2P
Sympetrum depressiusculum Sumpf-Heidelibelle 1S
Sympetrum pedemontanum Gebänderte Heidelibelle 4S 2S 4b 4S
Sympetrum danae Schwarze Heidelibelle 1R 3S 3S 3b 3S 3S 2S 2R 2
Leucorrhinia dubia Kleine Moosjungfer 1I 3S 1R
Leucorrhinia rubicunda Nordische Moosjungfer 3S 2P
Leucorrhinia pectoralis Große Moosjungfer 3S 1R
Artenzahl 22 36 42 30 35 26 21 22 22 20 19
*3
1
214

Ergebnisse und Diskussion
4.1.3.5 Analyse der Beziehungen zwischen Habitatparametern/Habitatstrukturen und
ausgewählten faunistischen Gruppen
4.1.3.5.1 Brutvögel
(Hans-Markus Oelerich & Jörg Huth)
Brutvogelrasterkartierung
Ausgewählte großflächigere Untersuchungsgebiete wurden mit einer Feinraster-Kartierung bearbeitet
(Kayna-Süd, Mücheln-Innenkippe, Bachaue im Tagebau Golpa-Nord, Goitsche 'Sandtrockenrasen
Petersroda'). Die Rasterelementgröße beträgt 100 m x 100 m (Kayna-Süd, Golpa-Nord, Goitsche,
Mücheln-Innenkippe [hier nur ausgewählte Arten]) bzw. 200 m x 200 m (Mücheln-Innenkippe). Es
erfolgte eine einjährige Untersuchung mit einem etwas geringeren Begehungsaufwand als bei den
Siedlungsdichteuntersuchungen (4 - 5 Begehungen). Naturschutzfachlich wertvolle Arten (i.d.R. Rote-
Liste-Arten) wurden wie bei den Siedlungsdichteuntersuchungen möglichst punktgenau kartiert. Bei
häufigeren Arten wurde aus den revierkennzeichnenden Beobachtungen der Einzelbegehungen auf
die Häufigkeit im Rasterfeld geschlossen, die dann als geschätzte Häufigkeit in Häufigkeitsklassen
(Tab. 84) angegeben wurde.
Tab. 84
Häufigkeitsklassen für die Fein-Rasterkartierung der Brutvögel
Klasse
Anzahl der Brutpaare
1 1
2 2
3 3
4 4 - 5
5 6 - 10
6 > 10
Für jede Art wurde zudem der Nachweisstatus entsprechend der europaweit standardisierten
Nachweiskriterien vergeben (Hauptstatus siehe Tab. 85, weitere Differenzierung in A0 bis D16). Als
Zielanspruch der Kartierung galt der C-Nachweis (in der Regel der zweimalige Nachweis
revierkennzeichnender Merkmale im Abstand von mindestens einer Woche).
Tab. 85
Differenzierung des Nachweisstatus bei Brutvogelkartierungen
Status
A
B
C
D
Kriterium
zur Brutzeit nachgewiesen
Brut möglich
Brut wahrscheinlich
Brut erwiesen
Parallel zu der Rasterkartierung der Brutvögel (siehe Kap. 4.1.3.4.1) wurden auch abiotische
Habitatparameter der Tagebaubereiche erfasst, die mit dem Auftreten der Vogelarten korreliert
werden konnten. Es handelte sich dabei um Angaben wie Exposition, Reliefenergie, Kleinrelief oder
Hangneigung (siehe Kap. 2.4). Zudem wurden die Biotoptypen(-gruppen) im Untersuchungsgebiet
erfasst (siehe Kap. 2.7) und konnten in ihrer Fläche pro Rasterfeld ermittelt werden.
Zur Untersuchung der Korrelation der abiotischen Parameter mit dem Auftreten der Vogelarten bei der
Rasterkartierung wurden Angaben der Untersuchungsgebiete Golpa-Nord (Bachaue) und Kayna-Süd
mithilfe des Statistikprogramms CANOCO getestet. Zudem wurden mit der gleichen Methode
Zusammenhänge zwischen dem prozentualen Anteil der Biotoptypen an den Rasterflächen und den
Brutvögeln gesucht. Es konnten jedoch bei der Erstellung sogenannter 'generalized linear modells'
(GLM) nur wenig signifikante Korrelationen festgestellt werden (siehe Tab. 86). Leider verhinderten
gerade bei den naturschutzfachlich bedeutenden Arten - wie zum Beispiel Brachpieper,
Steinschmätzer oder Raubwürger - ihre Seltenheit des Vorkommens eine Signifikanz der Ergebnisse.
So zeigt Tab. 86 nur für wenige und zumeist häufige Arten Habitatpräferenzen, die sich als signifikant
herausstellten.
215

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 86
Signifikante Korrelationen zwischen Brutvogelarten der Rasterkartierung und abiotischen Parametern bzw.
Biotoptypen (nach generalized linear models mit Hilfe des Programms CANOCO)
Legende: = möglichst geringe Ausprägung bzw. Flächenanteil (bei Biotoptypen), = möglichst hohe
Ausprägung bzw. Flächenanteil, = mittlere Ausprägung bzw. Flächenanteil, Prozentangaben = Präferenzbereich
(Anteil Biotoptyp in einem Raster); geom. = geomorphologische, GKF = Gras-Kraut-Flur.
signifikantePräferenzen
Reliefenergie
Kleinrelief,
geomorph.
Prozesse
Neigung
GKF
unverbuscht
offene GKF mit
An-pflanzungen
Ansaaten
Vorwald
Röhricht
Feldlerche -
Dorngrasmücke 40 - 90 %
Grauammer 50 - 80 %
Goldammer -
Gartengrasmücke -
Baumpieper 20 - 50 %
Fitis - 25 – 80 %
Rohrammer 25 - 70 %
Um dennoch Beziehungen zwischen den Habitatparametern und naturschutzfachlich bedeutenden
Vogelarten der Rasterkartierung zu ermitteln, wurden weitere Auswertungen bezüglich der
Biotoptypenpräferenz durchgeführt. Dabei wurde um den Mittelpunkt eines besetzten Rasters einer
Vogelart (mit Brutverdacht, wahrscheinlicher Brut oder Brutnachweis) in einem Radius von 150 Metern
die Biotoptypen 'ausgeschnitten' (siehe Abb. 113) und die prozentuale Verteilung auf unterschiedliche
Biotoptypengruppen ermittelt.
Insgesamt eigneten sich die Ergebnisse folgender naturschutzrelevanter Brutvogelarten für eine
entsprechende Auswertung: Brachpieper, Braunkehlchen, Raubwürger, Rohrammer, Neuntöter,
Steinschmätzer und Teichrohrsänger. In den Abb. 114, Abb. 115 und Abb. 116 werden die Ergebnisse
graphisch dargestellt.
Betrachtet man die Gesamtheit der erfassten Biotoptypen (Punktsymbole in Abb. 114, Abb. 115 und
Abb. 116) so nehmen mit ca. 33 % die leicht verbuschten Gras-Kraut-Fluren (bis 5 % verbuscht) den
mit Abstand höchsten Anteil an. Um bzw. über 10 % liegen weiterhin Rohböden, unverbuschte sowie
zwischen 5 und 30 % verbuschte Gras-Kraut-Fluren.
Erwartungsgemäß ist im Bereich der Brachpieper- und Steinschmätzer-Reviere der Rohbodenanteil
deutlich größer (etwa doppelt so groß) als im Durchschnitt der untersuchten Tagebaubereiche (siehe
Abb. 114). Gemieden werden Anpflanzungen aber auch Vorwald- und Laubwaldbereiche.
Der Raubwürger zeigt eine starke Präferenz zu leicht verbuschten (bis 5 %) Gras-Kraut-Fluren (siehe
Abb. 114). Fast die Hälfte der engeren Revierfläche kann diesem Biotoptyp zugeordnet werden.
Anpflanzungen werden (im Gegensatz zum Neuntöter, Abb. 115) gemieden und auch Rohboden war
im Umfeld der Brutplätze unterrepräsentiert.
Drei Arten, die eine Affinität zu Gras-Kraut-Fluren (GKF) mit Gehölzanpflanzungen zeigen sind
Neuntöter, Grauammer und Braunkehlchen (siehe Abb. 115). Während das Umfeld der "Neuntöter-
Raster" noch zum Großteil (> 30 %) aus leicht verbuschten GKF und zu etwa 20 % aus
Gehölzanpflanzungen bestehen, zeigt sich bei den beiden anderen Arten eine klare Dominanz der
Anpflanzungen. Junge (zumeist eingezäunte) Gehölzpflanzungen bieten den Arten Sitzwarten
(Zaunpfähle), Brutplätze, Nahrung und einen gewissen Schutz vor Feinden. Gehen diese jungen
Anpflanzungen jedoch in dichtere Gehölze über, so verlieren sie für diese naturschutzfachlich
interessanten Arten an Bedeutung.
Abb. 116 zeigt mit dem Teichrohrsänger eine Art der Röhrichte. Neben Gewässer- und
Röhrichtflächen sind hier auch Rohbodenbereiche überrepräsentiert. Dies liegt jedoch nicht an einer
Bevorzugung durch diese Vogelart, sondern macht deutlich, dass an den untersuchten
Tagebaugewässern häufig Röhrichte in Kombination mit angrenzenden Rohbodenbereichen zu finden
sind.
Wie auch andere Ergebnisse der faunistischen Untersuchungen sind die Auswertungen der
Rasterkartierung in das „InformationsSystem zur Analyse, Bewertung und Prognose der Entwicklung
von BergbaufolgeLandschaften - ISABEL" eingeflossen.
216

Ergebnisse und Diskussion
Abb. 113 Biotoptypen(-gruppen) und Verbreitung des Neuntöters im Tagebau Kayna-Süd (Untersuchungsjahr: 2000)
217

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Anteil in %
50,00
40,00
30,00
Brachpieper
20,00
10,00
0,00
G
R
O
O

Ergebnisse und Diskussion
Anteil in %
50,00
40,00
30,00
Neuntöter
20,00
10,00
0,00
G
R
O
O

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Anteil in %
50,00
40,00
30,00
Teichrohrsänger
20,00
10,00
0,00
G
R
O
O

Ergebnisse und Diskussion
Präferenz B: Präferenz nach der Anzahl und Verteilung besetzter Stellen (Differenz in
Prozentpunkten zwischen beobachteten, besetzten Stellen und Verteilung der
Ausprägung an allen Stellen)
Notierungen (der Präferenzen) im positiven Bereich verweisen auf Bevorzugung, Notierungen im
negativen Bereich zeigen Meidungen der jeweiligen Ausprägung in angegebener Quantität.
Geeignete Reproduktionsgewässer sind wesentliche Bedingungen für das Auftreten von Amphibien in
einem Gebiet. Entscheidend an den jeweiligen Gewässern ist jedoch oftmals lediglich das
Vorhandensein bestimmter Habitatstrukturen im Uferbereich, welche das Vorkommen einzelner Arten
an ganz unterschiedlichen Gewässerbiotoptypen ermöglichen. Im Rahmen der Amphibien-
Erfassungen des FLB wurde die Bedeutung verschiedener Habitatparameter für ausgewählte
Amphibienarten untersucht.
Die Methode zur Analyse der Laichplätze ausgewählter Amphibienarten (Knoblauch-, Wechsel- und
Kreuzkröte) orientiert sich sehr stark an den Untersuchungen von ALTMOOS (1999). Verschiedene
Habitatparameter wurden am unmittelbaren Laichplatz der Arten (Fundstellen von Laichschnüren)
aufgenommen. Von der Knoblauchkröte konnten oftmals nur Rufplätze ermittelt werden, da die im
tieferen Wasser, zwischen submersen Vegetationsstrukturen befestigten Laichschnüre nur schwer zu
finden sind. Nach ALTMOOS (1999) ist allerdings eine hohe Übereinstimmung (70 %) zwischen Rufund
Laichplätzen festzustellen.
Es wurden 239 Laichplätze an 95 Gewässern untersucht. Zusätzlich zu diesen besetzten
Stellen/Gewässern wurde eine zufällige Auswahl unbesetzter Lokalitäten auf gleiche Weise
untersucht, um ausreichend vergleichbare Nullstellen einzubeziehen (142 Stellen an 103 Gewässern).
Die hohe Zahl der Gewässer bei diesen „Nullvarianten“ resultiert daraus, dass mehrere
Kleinstgewässerkomplexe vollständig aufgenommen wurden, um insbesondere die Präferenzen der
Kreuzkröte für bestimmte Gewässer zu ermitteln. Insgesamt wurden somit 381 Gewässerstellen
erfasst. Folgende Habitatparameter wurden an den Gewässerstellen aufgenommen:
• Wassertiefe
• Deckungsgrad submerse Vegetation*
• Deckungsgrad Schwimmblattvegetation*
• Deckungsgrad emerse Vegetation*
• pH-Wert
• Beschattungsgrad
• Wassertrübung
• Wasserschwankung
• Durchströmung
• Uferneigung
* (in einem Radius von 2 m um die eigentliche Gewässerstelle)
Da die Kreuzkröte, als einzige der drei untersuchten Arten, regionale Verbreitungslücken aufweist und
nicht in allen Untersuchungsgebieten vorkommt, wurde für diese Art nur ein Teil aller Gewässer
ausgewertet (Laichplätze + Nullvarianten: 244 Stellen an 191 Gewässern).
Bei den erfassten Amphibienarten wurde die Stetigkeit ihres Auftretens sowie Präferenzen bei der
Besetzung von Laichplätzen, in Abhängigkeit vom Vorhandensein oder der Ausbildung bestimmter
Habitatparameter ermittelt.
Für die Analyse der Beziehung zwischen Amphibienvorkommen und Fischbesatz wurden zudem alle
im Rahmen von FBM (1999) und FLB erfassten Gewässer, welche Vorkommen der genannten
ausgewählten Arten aufweisen, ausgewertet.
221

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Beziehung zwischen ausgewählten Habitatparametern und den Laichplätzen
Wechselkröte
Die Wechselkröte wurde besonders häufig an jungen Seen, Flachgewässern und temporären
Kleinstgewässern in Sanierungstagebauen nachgewiesen. Vergleichsweise selten wurden
Altbergbaugebiete (Laichgewässer dort vor allem Seen und Flachgewässer) besiedelt (FBM 1999).
Nach den aktuellen Untersuchungen laicht die Wechselkröte hochstet in Wassertiefen zwischen 5 und
20 cm, wobei deutlich bevorzugt Wassertiefen von 10 - 15 cm angenommen wurden (siehe Abb. 117).
Größere Tiefen von über 20 cm wurden gemieden, wenn flachere Bereiche vorhanden waren. Diese
Ergebnisse stehen scheinbar im Widerspruch zu einigen anderen Beobachtungen. Nach GÜNTHER &
PODLOUCKY (1996) bevorzugt die Art im Rhein-Main-Gebiet eine Wassertiefe von 15 - 30 cm, die
Autoren verweisen außerdem auf NIEKISCH (1982), der Wassertiefen von mindestens 15 cm
(ausnahmsweise bis 60 cm) für erforderlich hält. ALTMOOS (1999) dagegen ermittelte für Gebiete in
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft im Südraum Leipzig eine signifikante Bevorzugung von
Wassertiefen unter 50 cm - sowohl in den von ihm aufgestellten Größenklasse 0 - 10 cm als auch 10 –
50 cm.
Wechselkröte
Wechselkröte
70
70
50
50
30
30
10
10
-10
-10
-30
-50
< 5 5-10 10-15 15-20 20-40 40-100
-30
-50
< 5 5-10 10-15 15-20 20-40 40-100
-70
-70
W assertiefe Laichplatz (cm)
W assertiefe Laichplatz (cm)
Abb. 117 Präferenzen bei der Besetzung des Laichplatzes hinsichtlich der Wassertiefe
links: Präferenz A (Präferenz nach der Stetigkeit der Besetzung von Stellen getrennt für jede Ausprägung)
rechts: Präferenz B (Präferenz nach der Anzahl und Verteilung besetzter Stellen)
In der unverritzten Landschaft stellen Teiche und Weiher den Großteil der Laichgewässer der
Wechselkröte dar (SCHIEMENZ & GÜNTHER 1994). In diesen Gewässertypen fällt der Uferbereich
meist relativ schnell ab, so dass die Wechselkröte häufig gar nicht die Möglichkeit hat, auf geringere
Wassertiefen auszuweichen.
In der Braunkohlentagebaufolgelandschaft, insbesondere in noch nicht gefluteten
Tagebaurestlöchern, sind Gewässer mit ausgeprägten Flachwasserbereichen dagegen relativ oft
anzutreffen. Gute Besonnung vorausgesetzt, erwärmen sie sich sehr gut, wodurch sich Kaulquappen
schnell entwickeln können. Die Wechselkröte bevorzugt in den Tagebauen deutlich solche
Flachwasserbereiche.
Das Vorhandensein großer Flachwasserzonen ist ein wesentlicher Habitatparameter, der die relativ
häufige Nutzung von Seen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft als Laichgewässer für die
Wechselkröte erklärt. In der „unverritzten“ Landschaft sind Seen vergleichsweise bedeutungslos für
die Art. Von 791 gemeldeten Laichgewässern der Wechselkröte in Ostdeutschland lag der Anteil
dieses Gewässertyps nur bei 3,8 % (SCHIEMENZ & GÜNTHER 1994). Die Untersuchungen vom
FBM (1999) und FLB in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts zeigen ein
differenzierteres Bild. In Altbergbaugebieten betrug die Stetigkeit der von Wechselkröten als
Laichgewässer genutzten Seen zwar nur 6,7 % (n = 30), dagegen bei Seen junger
Sukzessionsstadien (meist in Sanierungstagebauen) 75 % (n = 20). Allerdings muss auch hier
unterschieden werden. Bei den 15 als Laichgewässer genutzten Seen handelte es sich in fünf Fällen
um diverse Spülgewässer, die alle vegetationsarme und vor allem ausgesprochen flache Uferbereiche
(mit Wassertiefen unter 15 cm !) aufwiesen (z.B. Tagebau Golpa III, Tagebau Zipsendorf Süd,
Tagebau Lochau). Weitere acht Seen waren ebenfalls mit sehr flachen Uferzonen ausgestattete, erst
in Entstehung befindliche Gewässer auf der Sohle von Tagebaurestlöchern (z.B. Tagebau Königsaue,
Tagebau Mücheln). In Seen mit fortgeschrittenem Flutungsstadium sind derartige
Flachwasserbereiche in der Regel nur noch selten anzutreffen. Im Tagebaurestsee Kayna-Süd
laichen Wechselkröten lediglich im Bereich des mit großen Flachwasserzonen ausgestatteten
222

Ergebnisse und Diskussion
Südufers. Die Laichschnüre der Wechselkröte waren hier zudem nur in kleineren (windgeschützten)
Buchten oder an anderen, durch im Wasser stehende, vorgelagerte Röhrichtbestände ebenfalls relativ
wind- und damit wellenschlaggeschützten Stellen, zu finden.
Hinsichtlich von Beschattungsgrad (Tab. 87) und Uferneigung (Tab. 91) zeigt die Wechselkröte eine
deutliche Bevorzugung für unbeschattete und somit schnell erwärmbare Laichplätze sowie eine leichte
Präferenz für Gewässerabschnitte mit sehr geringer Uferneigung. Letzteres ist im Zusammenhang mit
der bevorzugten Wassertiefe zu sehen. Diese Ergebnisse decken sich auch mit anderen
Untersuchungen (ALTMOOS 1999; GÜNTHER & PODLOUCKY 1996).
Tab. 87
Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich deren Beschattungsgrades
Größenklassen Beschattung (in %): 0: keine Beschattung; 1: 1 - 20; 2: 21 - 40; 3: 41 - 60; keiner der Laichplätze
wies eine Beschattung > 60 % auf
Größenklassen: 0 1 2 3
Wechselkröte (n gesamt = 381) n = 253 n = 85 n = 31 n = 12
Stetigkeit in % 25,30 17,65 0 0
Präferenz A 4,56 - 3,09 - 20,73 - 20,73
Präferenz B 14,61 - 3,32 - 8,14 - 3,15
Knoblauchkröte (n gesamt = 381) n = 253 n = 85 n = 31 n = 12
Stetigkeit in % 6,72 51,76 67,74 83,33
Präferenz A - 17,43 27,62 43,59 59.19
Präferenz B - 47,93 25,52 14,69 7,72
Kreuzkröte (n gesamt = 244) n = 176 n = 40 n = 22 n = 6
Stetigkeit in % 47,16 2,50 0 0
Präferenz A 12,73 - 31,93 - 34,43 - 34,43
Präferenz B 26,68 - 15,20 - 9,02 - 2,46
Festzustellen ist weiterhin eine Präferenz der Wechselkröte für eine geringe submerse
Vegetationsbedeckung von bis zu 40 % (siehe Tab. 92). Selbst größere Deckungswerte von 20 bis
40 %, wie sie insbesondere an Seen, deren Wasserspiegel noch steigt, im Bereich überfluteter Gras-
Kraut-Fluren typisch sind (z.B. Tagebau Kayna-Süd), wurden von der Art vergleichsweise deutlich
bevorzugt, während völlig vegetationslose Bereiche als Laichplätze eher gemieden wurden. Bei den
Untersuchungen von ALTMOOS (1999) war der bevorzugte Deckungsgrad der submersen Vegetation
zugunsten der vegetationslosen Bereiche verschoben. Allerdings verweist der Autor darauf, dass die
größten Wechselkrötenvorkommen in Gewässern mit einem Deckungsgrad von 10 - 20 % submerser
Vegetationsbedeckung lagen. Prinzipiell können die Laichschnüre zwischen Strukturen im Wasser
befestigt sein oder auch direkt auf dem Boden liegen. In größeren Gewässern, insbesondere in Seen,
sind befestigte Laichschnüre inmitten vegetationsreicherer Bereiche jedoch auf jeden Fall besser vor
Wellenschlag geschützt, ein wichtiger Faktor, der die Besiedlung von Seen vielleicht erst ermöglicht.
ALTMOOS (1999) begründet die Bevorzugung vegetationsloser Gewässerstellen mit deren besserer
Erwärmbarkeit. In sehr flachen Gewässern mit meist nur bodenbedeckender Vegetation dürften die
Unterschiede jedoch minimal sein, die höhere Adsorptionsfähigkeit der eher dunkleren Pflanzen
könnte im Gegenteil hier sogar eine bessere Aufheizung des darüber liegenden Wassers bewirken.
Die ermittelte Bevorzugung einer emersen Vegetationsbedeckung von 1 - 20 % (Tab. 88) ist im
Zusammenhang mit der submersen Vegetation zu sehen. Im Gegensatz zu dieser werden höhere
Deckungsgrade, die eine Beschattung der Laichplätze nach sich ziehen, allerdings gemieden.
Die Auswertung der Laichplätze der Wechselkröte lässt eine deutliche Bevorzugung von pH-Werten
zwischen 7,5 und 8,9 erkennen, was mit den Ergebnissen von ALTMOOS (1999) vollständig
übereinstimmt. (siehe Tab. 93). Die pH-Werte der nachgewiesenen Laichplätze der Wechselkröte
reichten von 6,8 bis 9,2.
Tab. 88 Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich der emersen
Vegetationsbedeckung
Größenklassen der emersen Vegetationsbedeckung (%): 0: 0; 1: 1 - 20; 2: 21 - 40; 3: 41 - 60; 4: 61 - 80; 5: 81 -
100
Größenklassen: 0 1 2 3 4 5
Wechselkröte (n gesamt = 381) n = 128 n = 171 n = 53 n = 25 n = 4 -
Stetigkeit in % 15,63 33,33 3,77 0 0 -
Präferenz A - 5,11 12,60 - 16,96 - 20,73 - 20,73 -
Präferenz B - 8,28 27,27 - 11,38 - 6,56 - 1,05
223

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Größenklassen: 0 1 2 3 4 5
Knoblauchkröte (n gesamt = 381) n = 128 n = 171 n = 53 n = 25 n = 4 -
Stetigkeit in % 0 7,48 37,50 51,02 59,46 -
Präferenz A - 24,15 - 16,66 13,35 26,87 35,31 -
Präferenz B - 30,33 - 12,27 24,13 15,18 3,30
Kreuzkröte (n gesamt = 244) n = 105 n = 89 n = 26 n = 21 n = 3 -
Stetigkeit in % 53,33 29,21 3,85 4,76 0 -
Präferenz A 18,91 - 5,21 - 30,58 - 29,66 - 34,43 -
Präferenz B 23,63 - 5,52 - 9,47 - 7,42 - 1,23
Die Wechselkröte zeigt nach den Untersuchungen von ALTMOOS (1999) hinsichtlich der
Wasserführung eine deutliche Präferenz für Gewässer mit sehr großen Wasserschwankungen bis
hin zur temporären Austrocknung. Dies konnte nicht bestätigt werden, da von der Wechselkröte
Gewässer mit geringen Wasserstandsschwankungen bevorzugt wurden (siehe Tab. 90), während
(temporär) austrocknende Gewässer eher gemieden wurden. Ein großer Teil der für das aktuelle
Projekt aufgenommenen Laichplätze stammt aus Flachwasserbereichen von Seen oder Weihern, die
alle nur relativ geringe oder keine Wasserstandsschwankungen aufweisen. Auch die Auswertung von
791 von der Wechselkröte besiedelten Gewässern in Ostdeutschland (überwiegend in unverritzter
Landschaft) erbrachte einen Anteil von nur 14,7 % für temporäre Gewässer (SCHIEMENZ &
GÜNTHER 1994).
Die überwiegende Zahl der von der Wechselkröte genutzten Laichgewässer wies keinen Fischbesatz
auf (siehe Tab. 89). Dennoch betrug der Anteil von Gewässern mit Fischvorkommen noch 40 %. Die
Hälfte dieser Gewässer verfügte allerdings über ausgeprägte, oft morphologisch oder durch
Wasservegetation relativ gegliederte Flachwasserzonen, welche den Kaulquappen gewisse Versteckund
Rückzugsmöglichkeiten bieten können.
Tab. 89
Aufteilung aller nachgewiesenen Laichgewässer (nach FBM 1999) von Wechsel-, Knoblauch- und
Kreuzkröte, hinsichtlich des Fischbesatzes in den Gewässern
(* Ausbildung größerer, gegliederter Flachwasserzonen)
Zahl der besetzten
Laichgewässer
ohne Fische
Fischbesatz, aber relativer
Schutz im Bereich des
Laichplatzes*
Fischbesatz
Wechselkröte 54 62,96 % 18,52 % 18,52 %
Knoblauchkröte 74 52,70 % 22,97 % 24,32 %
Kreuzkröte 48 92,31 % 1,92 % 5,77 %
ALTMOOS (1999) gibt als ein weiteres wesentliches Kriterium zur Charakterisierung der von der
Wechselkröte präferierten Laichgewässer das Alter der Gewässer an. Bevorzugt werden nach seinen
Untersuchungen Gewässer mit einem Alter zwischen 3 und 10 Jahren, insbesondere zwischen 6 und
10 Jahren. Bei den aktuellen Untersuchungen wurde auf die Erfassung dieses Parameters verzichtet.
Bei vielen von der Wechselkröte genutzten Gewässern ist eine sinnvolle Einstufung des Alters sehr
schwierig. An Seen in Tagebaurestlöchern, wo der Wasserspiegel noch steigt, können sich die
Uferstrukturen kurzfristig ändern, während durch sekundäre Nutzung (z.B. als Spül- oder
Badegewässer) die Sukzession an bestimmten Uferbereichen langfristig aufgehalten werden kann.
Selbst Temporärgewässer können sich mehrere Jahre immer wieder an der selben Stelle neu bilden
und dann relativ vegetationsreich sein. Auch sonst ist es nur selten möglich Informationen über das
genaue Alter von Tagebaugewässern zu bekommen, zumal sich viele Gewässer schon während der
Abbauphase entwickelt haben.
Die Untersuchungen hinsichtlich bevorzugter Habitatparameter gestatten eine differenziertere
Beurteilung der Ansprüche der Wechselkröte an die Laichgewässer (im Vergleich zu FBM 1999).
Deutlich relativiert werden muss die Eignung von Tagebaurestseen. Nur bei Ausbildung größerer, gut
besonnter und wellenschlaggeschützter Flachwasserzonen - vorteilhaft sind auch gering entwickelte
submerse Vegetationsstrukturen - kommen diese als Laichgewässer in Frage. Junge
Tagebaurestseen in noch nicht gefluteten Restlöchern zeichnen sich meist durch entsprechende
Flachwasserbereiche aus und sind in dieser frühen Entwicklungsphase sicher auch wegen des
geringen bis fehlenden Fischbesatzes vorteilhaft für die Wechselkröte. Auch eine Bevorzugung
temporärer Laichgewässer (FBM 1999) lässt sich nach den aktuellen Untersuchungen nicht mehr
generell bestätigen, wenngleich dieser Gewässertyp lokal eine bedeutende Rolle spielen kann
(ALTMOOS 1999; MEYER & GROSSE 1997).
224

Ergebnisse und Diskussion
Knoblauchkröte
Bei den Kartierungen des FBM (1999) wurde die Knoblauchkröte an allen Stillgewässertypen
nachgewiesen, hochstet insbesondere an Flachgewässern, Weihern sowie ausdauernden
Kleingewässern.
Die aktuellen Untersuchungen zeigen eine Präferenz der Art für Laichplätze mit Wassertiefen
zwischen 40 - 100 cm (was auch die Ergebnisse von ALTMOOS 1999 wiederspiegeln) aber auch für
Wassertiefen zwischen (15) – 20 - 40 cm (Abb. 118). Letztere Größenklasse ist typisch für die meisten
Flachgewässer, welche in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts mit der höchsten
Stetigkeit von der Knoblauchkröte als Laichgewässer angenommen werden (FBM 1999).
Knoblauchkröte
Knoblauchkröte
70
70
50
50
30
30
10
10
-10
-10
-30
-50
< 5 5-10 10-15 15-20 20-40 40-100
-30
-50
< 5 5-10 10-15 15-20 20-40 40-100
-70
-70
W assertiefe Laichplatz (cm)
W assertiefe Laichplatz (cm)
Abb. 118 Präferenzen bei der Besetzung des Laichplatzes hinsichtlich der Wassertiefe
links: Präferenz A (Präferenz nach der Stetigkeit der Besetzung von Stellen getrennt für jede Ausprägung)
rechts: Präferenz B (Präferenz nach der Anzahl und Verteilung besetzter Stellen)
Sicherlich wären bei den angegebenen Präferenzen weitere Differenzierungen notwendig. In
Tagebaurestseen kommen Wassertiefen von ca. 100 cm wahrscheinlich oftmals nicht mehr als
Laichplätze in Frage, weil die Wassertemperatur hier deutlich niedriger ist als in vergleichbaren Tiefen
kleinerer Gewässer (z.B. Weiher). Die geringe Stichprobenzahl von Laichplätzen an Seen lässt aber
diesbezüglich keine sinnvolle Auswertung zu.
Die Präferenzen der Knoblauchkröte hinsichtlich der Wasserführung bestätigen die Bevorzugung der
Art für die zu Beginn genannten Gewässertypen. So zeigt die Knoblauchkröte sowohl eine Präferenz
für ausdauernde Gewässer ohne wesentliche Wasserschwankungen, z.B. Weiher, als auch (noch
deutlicher) für Gewässer mit leichten bis größeren Wasserschwankungen (jedoch ohne deren völliges
Austrocknen), insbesondere Flachgewässer oder auch ausdauernde Kleingewässer (Tab. 90). Da die
Entwicklung der Knoblauchkrötenlarven im Vergleich zu Kreuz- und Wechselkröte länger dauert - z.T.
kann es auch zur Überwinterung von Kaulquappen kommen - werden Temporärgewässer
vergleichsweise selten angenommen. Dies zeigen auch die Auswertungen von SCHIEMENZ &
GÜNTHER (1994), mit einem Anteil der Temporärgewässer von 9,5 % innerhalb aller untersuchten
Laichgewässer der Art.
Tab. 90
Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich der Konstanz der
Wasserführung des Gewässers
Größenklassen Wasserführung: 0: keine bis geringe Wasserschwankungen (bis 10 % der max. Tiefe); 1: mäßige
Wasserschwankungen aber keine Austrocknung; 2: sehr große Schwankungen (> 80 %) bis zeitweise Austrocknung
Größenklassen: 0 1 2
Wechselkröte (n gesamt = 381) n = 103 n = 89 n = 189
Stetigkeit in % 46,60 15,73 8,99
Präferenz A 25,87 - 5,00 - 11,74
Präferenz B 33,73 - 5,64 - 28,09
Knoblauchkröte (n gesamt = 381) n = 103 n = 89 n = 189
Stetigkeit in % 37,86 44,94 6,88
Präferenz A 13,72 20,80 - 17,27
Präferenz B 15,36 20,12 - 35,48
Kreuzkröte (n gesamt = 244) n = 28 n = 50 n = 166
Stetigkeit in % 0 32,00 40,96
Präferenz A - 34,43 - 2,43 6,54
Präferenz B - 11,48 - 1,44 12,92
225

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Die aktuellen Untersuchungen lassen weiterhin eine deutliche Bevorzugung von Laichplätzen mit
größeren Deckungswerten der submersen Vegetation zwischen 40 % und 80 % erkennen. Deutlich
gemieden werden Deckungsgrade von weniger als 20 % (siehe Tab. 92). Dies bestätigt die
Ergebnisse von ALTMOOS (1999) sowie anderer Autoren (NÖLLERT & GÜNTHER 1996). Die
Knoblauchkröte benötigt submerse Strukturen zur Befestigung ihrer Laichschnüre. Dies sind in vielen
Fällen einfach die unter Wasser gelegenen Pflanzenabschnitte von Arten des Röhrichts, insbesondere
von Schilf oder Rohrkolben.
Auch bezogen auf die emerse Vegetation werden von der Knoblauchkröte höhere Deckungsgrade
(20 - 80 %) bevorzugt (Tab. 88). Ein direkter Zusammenhang hinsichtlich dieses Parameters besteht
sicherlich kaum. Emers wachsende Pflanzen, insbesondere Röhrichtarten, stellen in den meisten
Gewässern der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft dagegen im Wesentlichen die von der
Knoblauchkröte benötigten submersen Vegetationsstrukturen (s. obiger Abschnitt). An größeren
Gewässern mit Knoblauchkrötenvorkommen sind die Tiere fast immer inmitten lichter
Röhrichtbestände nachzuweisen. Hier könnte ein relativer Schutz vor Wellenschlag einen weiteren
Vorteil der emersen Vegetation darstellen. Die damit verbundene mäßige Beschattung wird von der
Knoblauchkröte toleriert.
Die Auswertung zeigt eine Präferenz für Bereiche mit geringer bis mäßiger Beschattung (bis 60 %)
als Laichplatz, dagegen eine relative Meidung völlig unbeschatteter Uferabschnitte (siehe Tab. 87).
Dies ist höchstens indirekt mit der Bindung an Röhrichtarten zu erklären (s.o.). Auch von ALTMOOS
(1999) wurden die gleichen Meidungen/Präferenzen hinsichtlich des Parameters Beschattung
ermittelt.
Die Knoblauchkröte wird, im Gegensatz zu Wechsel- und Kreuzkröte, relativ häufig in Gewässern mit
mittlerer bis steilerer Uferneigung angetroffen (sieheTab. 91). Beispiele sind Gräben aber auch
ausdauernde Kleingewässer in tieferen Senken oder manchmal Weiher.
Tab. 91
Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich der Uferneigung
Größenklassen Uferneigung: 0: flach (Neigung < 10 %); 1: mittel (Neigung 10 - 30 %); 2: steil (Neigung > 30 %)
Größenklassen: 0 1 2
Wechselkröte (n gesamt = 381) n = 328 n = 48 n = 5
Stetigkeit in % 23,17 6,25 0
Präferenz A 2,44 - 14,48 - 20,73
Präferenz B 10,11 - 8,80 - 1,31
Knoblauchkröte (n gesamt = 381) n = 328 n = 48 n = 5
Stetigkeit in % 20,43 47,92 40,00
Präferenz A - 3,72 23,77 15,85
Präferenz B - 13,26 12,40 0,86
Kreuzkröte (n gesamt = 244) n = 203 n = 38 n = 3
Stetigkeit in % 38,92 13,16 0
Präferenz A 4,49 - 21,27 - 34,43
Präferenz B 10,85 - 9,62 - 1,23
Die aufgenommenen Laichstellen der Knoblauchkröte lassen eine scheinbare Bevorzugung von pH-
Werten zwischen 7,5 und 8,9 erkennen (siehe Tab. 93). Die Literaturangaben gehen hinsichtlich
dieses Habitatparameters sehr weit auseinander. NÖLLERT (1990) verweist auf verschiedene
Untersuchungen in den Niederlanden (z.B. STRIJBOSCH 1979), wo die Laichgewässer von
Knoblauchkröten pH-Werte zwischen 3,9 (!!) und 6,0 aufwiesen. HILDENHAGEN et al. (1981) (zitiert
in NÖLLERT & GÜNTHER 1996) geben für Gewässer in Westfalen pH-Werte zwischen 5,0 und 7,5
an. ALTMOOS (1999) schließlich bezeichnet pH-Werte > 6 als eine wesentliche Voraussetzung, die
das Vorkommen von Knoblauchkröten wahrscheinlich macht. Offensichtlich besitzt die Art gegenüber
dem pH-Wert eine große ökologische Valenz. Bei den aktuellen Untersuchungen wurden Laichplätze
mit pH-Werten von 6,6 - 9,1 von der Knoblauchkröte angenommen.
Die Knoblauchkröte zeigt keine klare Bindung an Gewässer ohne Fischbesatz (siehe Tab. 89). Fast
50 % der nachgewiesenen Laichgewässer wies (mit hoher Wahrscheinlichkeit) Fische auf, allerdings
besaß wiederum ca. die Hälfte dieser Gewässer vegetationsreiche Flachwasserzonen, welche den
Kaulquappen potenzielle Versteckmöglichkeiten vor Prädatoren bieten dürften. Die Knoblauchkröte
wurde sogar in einzelnen Angelgewässern nachgewiesen, allerdings in vergleichsweise sehr geringer
Individuenstärke.
226

Ergebnisse und Diskussion
Die aktuellen Untersuchungen bestätigen die Präferenzen der Knoblauchkröte hinsichtlich der
Gewässertypen Weiher, Flach- und ausdauernder Kleingewässer (FBM 1999), wobei für eine
deutliche Bevorzugung der Flachgewässer mehrere Habitatparameter sprechen. Eine Annahme
temporärer Kleingewässer wurde zwar erneut nachgewiesen, allerdings ist von einer relativen
Meidung dieses Gewässertyps auszugehen. Seen kommen nur bei Ausbildung bestimmter
Habitatstrukturen als Laichgewässer für die Knoblauchkröte in Frage.
Die Bevorzugung von Laichplätzen mit reicherer Vegetationsentwicklung und die relative Toleranz
gegenüber Beschattung zeigt, dass die Knoblauchkröte durch fortschreitende Sukzessionsentwicklung
kaum verdrängt wird.
Kreuzkröte
Nach den Ergebnissen des FBM (1999) laicht die Kreuzkröte bevorzugt in temporären
Kleinstgewässern innerhalb von Tagebauen junger Sukzessionsstadien. Selten werden ausdauernde
Gewässer (hauptsächlich Flachgewässer) angenommen.
Bei den aktuellen Untersuchungen lagen die Laichschnüre der Kreuzkröte bevorzugt in Wassertiefen
von 0 - 10 cm. Tiefen von mehr als 15 cm wurden gemieden (Abb. 119). Solch geringe Wassertiefen
von weniger als 10 cm, z.T. auch unter 5 cm, wurden schon mehrmals beschrieben (HEMMER &
KADEL 1970, NIEKISCH 1982, SACHER 1986). Diese Gewässer(-bereiche) erwärmen sich meist
sehr schnell, was die Entwicklung der Kreuzkrötenlarven beschleunigt. Größere Gewässer, die sowohl
flache als auch etwas tiefere Bereiche aufweisen, sind insgesamt aber günstiger für die Art. An kühlen
Tagen, sowie in den Morgen- und Abendstunden sind tiefere Bereiche etwas wärmer und die Larven
weichen dorthin aus (GROSSE & SCHÖPKE 1992). Ein weiterer, viel entscheidenderer Vorteil ist die
Möglichkeit, sich in tiefere Bereiche zurückzuziehen, wenn die flachen austrocknen.
Kreuzkröte
Kreuzkröte
70
70
50
50
30
30
10
10
-10
-10
-30
-50
< 5 5-10 10-15 15-20 20-40 40-100
-30
-50
< 5 5-10 10-15 15-20 20-40 40-100
-70
-70
W assertiefe Laichplatz (cm)
W assertiefe Laichplatz (cm)
Abb. 119 Präferenzen bei der Besetzung des Laichplatzes hinsichtlich der Wassertiefe
links: Präferenz A (Präferenz nach der Stetigkeit der Besetzung von Stellen getrennt für jede Ausprägung)
rechts: Präferenz B (Präferenz nach der Anzahl und Verteilung besetzter Stellen)
Klar bevorzugt werden von der Kreuzkröte Gewässer ohne Beschattung (siehe Tab. 87), die sich gut
erwärmen. Eine leichte Präferenz wurde für Gewässerbereiche mit flacher Uferneigung festgestellt;
steilere Ufer werden deutlich gemieden (siehe Tab. 91).
Die Untersuchungen zeigen eine deutliche Präferenz der Kreuzkröte für Gewässer (-bereiche) mit
gering deckender aber vorhandener submerser Vegetation (siehe Tab. 92). Dies wurde
insbesondere innerhalb von Kleinstgewässerkomplexen deutlich. Bei den Vegetationsstrukturen
handelte es sich überwiegend um Arten der Flutrasen, wie den Knick-Fuchsschwanz (Alopecurus
geniculatus), seltener um Binsen. Völlig vegetationslose Bereiche wurden vergleichsweise leicht
gemieden, weisen aber insgesamt eine Stetigkeit von 29 % der besetzten Laichplätze auf. Warum die
Kreuzkröte gering deckende Vegetationsstrukturen bevorzugt, ist unklar. Die Laichschnüre der Art
werden nur vereinzelt an Pflanzenstrukturen befestigt, so dass hier kein notwendiger Zusammenhang
besteht.
Auch wenn es selten vorkommt, so kann die Kreuzkröte durchaus auch in Flachwasserbereichen über
dichteren, kurzrasigen Vegetationsstrukturen ablaichen, wie es z.B. wiederholt in der Tagebauregion
Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen beobachtet wurde (FBM 1999). Gleiches wurde auch schon von
HÜBNER (1986) beschrieben.
227

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 92
Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich des Deckungsgrades der
submersen Vegetation
Größenklassen: 0 1 2 3 4 5
Wechselkröte (n gesamt = 381) n = 56 n = 147 n = 64 n = 49 n = 37 n = 28
Stetigkeit in % 12,50 28,57 28,13 10,20 13,51 7,14
Präferenz A - 8,23 7,84 7,39 -10,53 - 7,22 - 13,59
Präferenz B - 5,84 14,58 5,99 - 6,53 - 3,38 - 4,82
Knoblauchkröte (n gesamt = 381) n = 56 n = 147 n = 64 n = 49 n = 37 n = 28
Stetigkeit in % 0 7,48 37,50 51,02 59,46 35,71
Präferenz A - 24,15 - 16,66 13,35 26,87 35,31 11,57
Präferenz B
Kreuzkröte (n gesamt = 244) n = 48 n = 100 n = 30 n = 25 n = 22 n = 19
Stetigkeit in % 29,17 55,00 40,00 0 4,55 10,53
Präferenz A - 5,26 20,57 5,57 - 34,43 - 29, 88 - 23,90
Präferenz B - 3,01 24,49 1,99 - 10,25 - 7,83 - 5,41
Von der Kreuzkröte werden Gewässer ohne emerse Vegetationsbedeckung deutlich bevorzugt. Schon
Gewässer mit relativ geringem Deckungsgrad emerser Vegetation (bis 20 %) werden
vergleichsweise leicht gemieden (aber durchaus noch besetzt) (siehe Tab. 88). Es besteht keine
direkte Korrelation zum Deckungsgrad der submersen Vegetation, da es sich dort überwiegend um
überflutete „Land“-Gräser (insbesondere Arten der Flutrasen) handelt, die meist nicht aus dem Wasser
herausragen.
Die untersuchten Laichplätze der Kreuzkröte lassen eine Bevorzugung von pH-Werten zwischen 7,0
und 7,4 erkennen (siehe Tab. 93). Insgesamt hat die Kreuzkröte gegenüber dem pH-Wert jedoch
einen relativ weiten Toleranzbereich. GÜNTHER & MEYER (1996) verweisen auf verschiedene
Autoren, die an Laichgewässern der Art pH-Werte zwischen 6,6 und 8,7 ermittelten. Dies entspricht
fast völlig den aktuellen Untersuchungsergebnissen mit einer Spanne von 6,7 bis 8,7.
Tab. 93
Stetigkeit und Präferenzen bei der Besetzung von Laichplätzen hinsichtlich des pH-Wertes
Größenklassen:
x < 4,5
4,5 ≤ x < 5
5 ≤ x < 6,5
6,5 ≤ x < 7
7 ≤ x < 7,5
7,5 ≤ x < 8
8 ≤ x < 8,5
8,5 ≤ x < 9
9 ≤ x < 9,5
Wechselkröte (n gesamt = 381) n =1 n = 2 n = 1 n = 116 n = 108 n = 100 n = 22 n = 23 n = 8
Stetigkeit in % 0 0 0 2,59 12,04 41,00 40,91 47,83 25,00
Präferenz A - 20,73 - 20,73 - 20,73 - 18,15 - 8,70 20,27 20,17 27,09 4,27
Präferenz B - 0,26 - 0,52 - 0,26 - 26,65 - 11,89 25,65 5,62 7,89 0,43
Knoblauchkröte (n gesamt = 381) n =1 n = 2 n = 1 n = 116 n = 108 n = 100 n = 22 n = 23 n = 8
Stetigkeit in % 0 0 0 9,48 20,37 37,00 31,82 52,17 37,50
Präferenz A - 24,15 - 24,15 - 24,15 - 14,66 - 3,78 12,85 7,67 28,03 13,35
Präferenz B - 0,26 - 0,52 - 0,26 - 18,49 - 4,43 13,97 1,83 7,01 1,16
Kreuzkröte (n gesamt = 244) n = 1 n = 2 n = 1 n =116 80 18 6 15 5
Stetigkeit in % 0 0 0 31,03 51,25 22,22 33,33 6,67 0
Präferenz A - 34,43 - 34,43 - 34,43 - 3,39 16,82 - 12,20 - 1,09 - 27,76 - 34,43
Präferenz B - 0,41 - 0,82 - 0,41 - 4,68 16,02 - 2,62 - 0,08 - 4,96 - 2,05
Hinsichtlich der Wasserführung zeigt die Kreuzkröte eine Präferenz für Gewässer mit großen
Wasserschwankungen bis hin zur völligen Austrocknung (siehe Tab. 90). Dies bestätigten die
Ergebnisse des FBM (1999). Temporärgewässer haben neben der meist guten Erwärmbarkeit, den
entscheidenden Vorteil, dass sich Prädatoren, insbesondere Fische, hier nicht dauerhaft halten
können. Nachteil dieser Gewässer ist die große Gefahr einer zu schnellen Austrocknung. In den
Untersuchungsjahren 2000/2001 trockneten z.B. sämtliche erfassten Laichgewässer der Kreuzkröte
im Tagebau Goitsche vor abgeschlossener Metamorphose der Larven aus. Als r-Stratege kann die
Kreuzkröte dies oft durch eine sehr große Zahl von Nachkommen in anderen Jahren wieder
ausgleichen.
228

Ergebnisse und Diskussion
Vereinzelt angenommen wurden von der Kreuzkröte allerdings auch größere, vegetationslose bis -
arme Flachgewässer bzw. weiherähnliche Restgewässer mit größeren Flachwasserzonen, die zwar
mäßige Wasserschwankungen aufweisen, jedoch nicht austrocknen. In der unverritzten Landschaft
sind solche vegetationslosen Gewässer kaum zu finden, oder sie zeichnen sich durch Fischbesatz
aus. Die in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft erfassten Gewässer dieses Typs mit
Kreuzkrötenvorkommen waren dagegen meist fischfrei. Unter diesen Umständen sind solche
Gewässer deutlich günstiger für die Art, da die Chancen eines Reproduktionserfolges hier viel größer
sind (keine Gefahr der Austrocknung). Allerdings können Dezimierungen der Larven durch andere
Prädatoren - wie z.B. die Ringelnatter (während der aktuellen Untersuchungen wiederholt jagend an
verschiedenen Gewässern beobachtet) - nie ausgeschlossen werden. Beispiele für größere,
ausdauernde Laichgewässer der Kreuzkröte in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-
Anhalts gibt es auf der Außenhalde Gröbern, am Rand des Tagebau Golpa-Nord (Bereich Radis-
Gremminer Graben), im Tagebau Muldenstein (ursprünglich vernässte Ackersenke, die nachträglich
noch deutlich weiter ausgeschoben wurde), im Tagebau Domsen, im Tagebau Gröbern oder und auf
der Halde Phönix-Nord.
Von diesen Gewässern wurden die im Kippen- oder Haldenbereich befindlichen (außerhalb des
zukünftigen Endwasserstandes und somit nicht durch Flutung/Grundwasserwiederanstieg gefährdet)
als Naturschutzmaßnahme oder zur Landschaftsgestaltung angelegt. Die Zahl der hier
nachgewiesenen adulten Kreuzkröten (zwischen 50 und 150) war deutlich höher als an den meisten
aktuell noch bekannten temporären Kleingewässern bzw. -komplexen. Die Nutzung größerer und z.T.
auch tieferer Gewässer mit ausdauernder Wasserführung durch die Kreuzkröte beschreibt u.a. auch
BEUTLER (1992).
Die Kreuzkröte wurde fast ausschließlich in Gewässern ohne Fischbesatz nachgewiesen (Tab. 89),
wie es insbesondere für alle Temporärgewässer die Regel ist. Größere, ausdauernde Gewässer, mit
geeigneten Habitatstrukturen, können ebenfalls Laichgewässer darstellen, wenn sie keine
Fischvorkommen aufweisen (siehe obiger Abschnitt).
Die aktuellen Untersuchungen bestätigen die Ergebnisse des FBM (1999), welche eine Bevorzugung
vegetationsarmer Temporärgewässer in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft durch die Kreuzkröte
herausstellen. Die Meidung von emersen Vegetationsstrukturen, beschatteten Bereichen, aber auch
Fischbesatz zeigt indirekt, dass die Art mit fortschreitender Sukzession schnell verdrängt wird.
Angelegte, ausdauernde Gewässer im Kippenbereich mit ausgeprägten Flachwasserzonen können
zeitweise für die Kreuzkröte wertvolle Laichgewässer darstellen, wenn sie fischfrei bleiben.
4.1.3.5.3 Heuschrecken
(Hans-Markus Oelerich)
In den Jahren 2000 bzw. 2001 wurden in vier unterschiedlichen Tagebauen (Mücheln-Innenkippe,
Kayna-Süd, Goitsche - Sandtrockenrasen und Golpa-Nord, vgl. Kap. 4.1.3.4.3) auf insgesamt 319
Flächen Heuschrecken erfasst. Zudem liegen biotische (Vegetationsaufnahmen - Kap. 2.8,
Biotoptypen – Kap. 2.7) und abiotische Parameter vor (siehe Methodik Kap. 2.9.4), die
Korrelationsanalysen ermöglichen.
Deutlich Beziehungen bestehen zwischen dem Auftreten der Heuschreckenarten und dem Biotoptyp
der Untersuchungsflächen. OELERICH (2000) konnte bereits auf Grund der Ergebnisse des
Forschungsverbundes Braunkohlenfolgelandschaften Mitteldeutschlands (FBM) charakteristische
Arten- bzw. Artengruppen für unterschiedliche Biotoptypen (-gruppen) herausstellen. LANDECK &
WIEDEMANN (1998) ermittelten entsprechende Biotoptypenbindungen für die Niederlausitzer
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft. Durch die aktuellen Untersuchungen wurden die hinsichtlich der
Biotoptypenkorrelation auswertbaren Flächen von 235 (aus dem FBM) auf über 540 Flächen erweitert.
In Tab. 94 werden die Arten markiert, die innerhalb der Flächen eines Biotoptyps Stetigkeiten von
über 30 bzw. über 60 % aufwiesen.
Durch die hinzugekommenen Flächen des FLB kommt es bei der Einstufung der charakteristischen
Arten im Vergleich zu OELERICH (2000) zu leichten Veränderungen. So wurden während der
aktuellen Erhebungen einige Arten wie Roesels Beißschrecke (Metrioptera roeselii), das Grüne
Heupferd (Tettigonia viridissima) oder die Strauchschrecke (Pholidoptera griseoaptera) seltener
erfasst als im Rahmen des FBM-Projektes, andere dagegen (Chorthippus mollis, Oedipoda
caerulescens, Myrmeleotettix maculatus) vergleichsweise häufiger. Dies führte zum Teil zur
geringeren bzw. höhern Stetigkeiten und einer entsprechenden Umgruppierung.
229

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
In Abb. 120 und Abb. 121 werden die Habitat- bzw. Biotoppräferenzen einiger Arten als Differenz
zwischen der prozentualen Gesamtstetigkeit der Art und der Stetigkeit innerhalb der Flächen eines
bestimmten Biotoptyps dargestellt. Die erste Abbildung (Abb. 120) zeigt die drei im gesamten
Bundesland häufigen und weit verbreiteten Arten Brauner Grashüpfers (Ch. brunneus), Verkannter
Grashüpfer (Ch. mollis) und Nachtigall-Grashüpfer (Ch. biguttulus).
Den Braunen Grashüpfer (Ch. brunneus) findet man auf Grund seiner weiten ökologischen Potenz
und seiner Vagilität in recht verschiedenen Biotopen. Optimalen Habitaten gemeinsam ist in aller
Regel eine schüttere, mit offenen Bodenstellen durchsetzte und eher niedrige Vegetation. Besonders
günstig dürfte nach DETZEL (1998) ein fleckiges Vegetationsmuster sein. Diese findet er vor allem in
den trockenen Gras-Kraut Fluren, für die er eine starke Präferenz zeigt.
Tab. 94 Charakteristische Heuschrecken der Biotoptypengruppen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-
Anhalts Legende: •= Stetigkeit > 50 %, ◦ = Stetigkeit zwischen 30 % und 60 %, • = Stetigkeit < 30 %; [Zahl] =
Untersuchungsflächen mit entsprechendem Artnachweis.
Biotoptypenbindung
der erfassten
Heuschreckenarten
Rohboden
Biotop-
Mosaike
Magerrasen
Ansaaten
Gras- Krautfluren
(trocken)
Gras- Kraut-
Fluren (frisch)
Calamagrostis-
Fluren
Röhrichte
Gebüsche
Vorwald
Forste
Häufige Arten
Ch. brunneus [311] ◦ • ◦ • • • • ◦ ◦ ◦ •
Ch. mollis [253] • • • • • ◦ • ◦ • • •
Charakteristische xerophile Offenlandarten
S. caerulans [150] • ◦ ◦ • • • • • • •
O. caerulescens [188] ◦ • • ◦ • • • • • •
M. maculatus [204] ◦ • • • • • ◦ • • • •
P. albopunctata [62] • • ◦ • • • • • • •
Charakteristische Arten diverser Gras-Kraut-Fluren
Ch. biguttulus [208] • • ◦ • • • ◦ • • • •
M. roeselii [131] • • • ◦ • • • • • • •
C. fuscus [135] • • ◦ • • ◦ • ◦ • • •
Ch. albomarginatus [59] • • • • • ◦ • •
Ch. parallelus [48] • • • • • ◦ • • • •
T. viridissima [95] • • • • ◦ • • • • •
Arten der Gebüsche
P. falcata [76] • • • • • • ◦ • ◦ • •
P. griseoaptera [31] • • • • • ◦ • •
Arten, die bei den Erfassungen in keinem Biotoptyp höhere Stetigkeiten aufwiesen, bzw. nur selten erfasst wurden
O. haemhorroidalis [31] • • • • • • • • •
T. tenuicornis [68] • • • • • • • • • •
Ch. apricarius [50] • • • • • • • • • •
Ch. dorsatus [30] • • • • • •
C. dispar [32] • • • • • • • • • •
T. subulata [26] • • • • • •
T. ceperoi [17] • • • • • •
N. sylvestris [7] • • •
E. brachyptera [5] • • •
Untersuchungsflächen ohne Heuschrecken [19]
Der Verkannte Grashüpfer (Ch. mollis) ist eine ausgesprochen wärmeliebende Heuschreckenart. Sie
wird häufig in niedrigwüchsiger Vegetation angetroffen, tritt aber auch in relativ hohen und zugleich
lückigen Beständen auf. In Biotopmosaiken, Magerrasen, Ansaaten und Calamagrostis-Fluren zeigt
sie die höchsten Stetigkeiten.
Bei der dritten, in Abb. 120 dargestellten Art, handelt es sich um den Nachtigall-Grashüpfer
(Ch. biguttulus). Sie gilt zwar als wärme- und trockenheitsliebend, kommt aber auch unter weniger
230

Ergebnisse und Diskussion
günstigen Verhältnissen und somit in einer Reihe verschiedener Habitate vor. Nach DETZEL (1998)
ist die ökologische Grenze zum trockenen Standortbereich hin in Xerobrometen und standörtlich
ähnlicher Vegetation erreicht. Entsprechend zeigt der Nachtigall-Grashüpfer in den Magerrasen,
Biotopmosaiken und vegetationsarmen Bereichen geringe Stetigkeiten.
%
50,00
Ch. brunneus
[FBM: 129 + FLB: 182]
30,00
10,00
-10,00
-30,00
-50,00
O
Y
M
KKPT
KKC
KA
KKPM
R
H
V
W
%
50,00
Ch. mollis
[FBM: 47 + FLB: 206]
30,00
10,00
-10,00
-30,00
-50,00
O
Y
M
KKPT
KKC
KA
KKPM
R
H
V
W
%
Ch. biguttulus
[FBM: 93 + FLB: 115]
50,00
30,00
10,00
-10,00
-30,00
-50,00
O
Y
M
KKPT
KKC
KA
KKPM
R
H
V
W
Abb. 120 Biotoptypenpräferenz des Braunen Grashüpfers (Ch. brunneus), des Verkannten Grashüpfers (Ch. mollis)
und des Nachtigall-Grashüpfers (Ch. biguttulus) innerhalb der Braunkohlenfolgelandschaft Sachsen-
Anhalts als Differenz zwischen der prozentualen Gesamtstetigkeit der Art und der Stetigkeit innerhalb der
Flächen eines bestimmten Biotoptyps .
Legende: FBM bzw. FLB: Nachweise im Rahmen der Forschungsprojekte, O = Rohboden [100
Untersuchungsflächen], Y = Biotopmosaike (mit Rohbodenanteil) [60], M = Magerrasen [18], KKPT [69]/KKPM [32]
= spontane Gras-Kraut-Fluren (ohne Calamagrostis-Fluren) trocken (T) bzw. frisch bis feucht (M), KKC =
Calamagrostis-Fluren [72], KA = Ansaaten [65], R = Röhrichte [44], H = Gebüsche [14], V = Vor- bzw. Pionierwälder
[34], W = Forste [38]
231

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
%
50,00
S. caerulans
[FBM: 58 + FLB: 92]
30,00
10,00
-10,00
-30,00
-50,00
O
Y
M
KKPT
KKC
KA
KKPM
R
H
V
W
%
50,00
O. caerulescens
[FBM: 72 + FLB: 116]
30,00
10,00
-10,00
-30,00
-50,00
O
Y
M
KKPT
KKC
KA
KKPM
R
H
V
W
%
M. maculatus
[FBM: 64 + FLB: 140]
50,00
30,00
10,00
-10,00
-30,00
-50,00
O
Y
M
KKP T
KKC
KA
KKP M
R
H
V
W
Abb. 121 Biotoptypenpräferenz der Blauflügeligen Sandschrecke (S. caerulans), der Blauflügeligen Ödlandschrecke
(O. caerulescens) und der Gefleckten Keulenschrecke (M. maculatus) innerhalb der
Braunkohlenfolgelandschaft Sachsen-Anhalts als Differenz zwischen der prozentualen Gesamtstetigkeit
der Art und der Stetigkeit innerhalb der Flächen eines bestimmten Biotoptyps
Legende: FBM bzw. FLB: Nachweise im Rahmen der Forschungsprojekte, O = Rohboden [100 Unters.-Flächen], Y
= Biotopmosaike (mit Rohbodenanteil) [60], M = Magerrasen [18], KKPT [69]/KKPM [32] = spontane Gras-Kraut-
Fluren (ohne Calamagrostis-Fluren) trocken (T) bzw. frisch bis feucht (M), KKC = Calamagrostis-Fluren [72], KA =
Ansaaten [65], R = Röhrichte [44], H = Gebüsche [14], V = Vor- bzw. Pionierwälder [34], W = Forste [38]
232

Ergebnisse und Diskussion
Eine naturschutzfachlich besonders bedeutende Art der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ist die
Blauflügelige Sandschrecke (S. caerulans). Sie tritt oft als Erstbesiedlerin junger Flächen auf und
bevorzugt warme und trockene Böden mit geringem Wasserspeichervermögen und spärlichem
Pflanzenbewuchs (DETZEL 1998). Abb. 121 zeigt deutlich ihre Bindung an Rohbodenflächen,
Biotopmosaike und Magerrasen.
Die Blauflügelige Ödlandschrecke (O. caerulescens, siehe Abb. 121) zeigt eine weniger enge Bindung
an vegetationsfreie bis -arme Standorte, als die Blauflügelige Sandschrecke. Häufig ist sie auf
Magerrasen und Biotopmosaiken anzutreffen, tritt aber auch in diversen trockenen und lückigen Gras-
Kraut-Fluren auf. Ähnlich verhält es sich mit der Gefleckten Keulenschrecke (M. maculatus, siehe Abb.
121), wobei diese auf Magerrasen besonders hohe Stetigkeiten erreicht und diesen Biotoptyp deutlich
bevorzugt.
Die so ermittelten Biotoppräferenzen der naturschutzfachlich bedeutenden Heuschreckenarten
wurden in das 'InformationsSystem zur Analyse, Bewertung und Prognose der Entwicklung von
BergbaufolgeLandschaften – ISABEL’ integriert und zeigen die entsprechende indikatorische
Bedeutung einiger Arten.
-1.0 +1.0
Kraut.-Deckung
pH-Wert
Calamagrostis
Ch. mollis
Ch. albomarginatus
Ch. parallelus
P. falcata
C. fuscus
Ch. dorsatus
M. roeselii
Ch. apricar.
T. tenuic.
T. viridis. O. haemorr.
Ch. biguttulus
P. albopunct.
Ch. brunneus
P. griseoapt.
N. sylvestris
M. maculatus
Baum.-Deckung
Keine Heuschr.
'Ellenberg-Feuchte'
O. caerulescens
S. caerulans
vegetationsfrei
-1.0 +1.0
Abb. 122 Redundanzanalyse (RDA) zur Heuschreckenfauna der Untersuchungsgebiete mit Darstellung einiger für die
Verteilung der Arten wesentlicher Umweltparameter
Die enge Zusammenarbeit der unterschiedlichen Disziplinen (Botaniker, Bodenkundler, Zoologen) auf
den gemeinsamen Untersuchungsflächen ermöglicht eine Reihe von weiteren Korrelationsanalysen
zwischen dem Auftreten der Arten und folgenden Parametern: Ton, Schluff, Sand, Kies, pH-Wert,
233

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Kalk, Humus, Kohle, Kleinrelief, Hangneigung, Exposition, Tagebauregion, Vegetationsfreiheit,
Krautschicht-Deckung, -Höhe, -Streu, Strauchschicht-Deckung, -Höhe, Baumschicht-Deckung, -Höhe,
Gesamtstreu, Totholz, Gehölzjungwuchs, Deckung bestimmter Pflanzenarten.
Durch Redundanzanalysen mit dem Statistik-Programm CANOCO wurden die Parameter deutlich, die
das Auftreten der Heuschreckenarten auf den Untersuchungsflächen maßgeblich beeinflussen (siehe
Abb. 122). Es handelt sich dabei in erster Linie um die Tagebauregion (die entsprechenden
Ergebnisse werden in Tab. 95 dargestellt), die Krautschicht-Deckung, Baumschicht-Deckung,
Vegetationsfreiheit, Calamagrostis-Deckung, ELLENBERG - Feuchtezahl (nach Deckung der
Pflanzenarten) sowie den pH-Wert.
Tab. 95
Präferenzen der Heuschreckenarten für unterschiedliche Tagebauregionen Sachsen-Anhalts
Legende: • = Stetigkeit > 50 %, ◦ = Stetigkeit zwischen 20 % und 50 %, + = Stetigkeit < 20 %; eckige Klammern =
Zahl der Nachweise; GFH = Tagebauregion (TR) Gräfenhainichen, BTF = TR Bitterfeld, HAL/MER = TR Halle und
Merseburg-Ost, ZWH = TR Zeitz, Weißenfels, Hohenmölsen; innerhalb der Gruppen wurde nach Häufigkeit sortiert.
GFH
BTF
HAL/
MER
Amsdorf Geiseltal ZWH
Untersuchungsflächen 125 99 43 12 228 33
Keine Präferenz
Ch. brunneus [299] • • • • • +
Ch. mollis [257] ◦ ◦ + + •
M. maculatus [203] ◦ ◦ ◦ + ◦ +
Ch. biguttulus [193] ◦ ◦ ◦ ◦ ◦ +
O. caerulescens [187] ◦ ◦ ◦ ◦ ◦ +
S. caerulans [153] + ◦ ◦ + ◦ +
C. fuscus [139] + ◦ ◦ ◦ ◦ +
M. roeselii [129] ◦ ◦ ◦ ◦ + ◦
T. viridissima [99] ◦ ◦ ◦ • + +
Präferenz für die nördliche Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
P. albopunctata [64] + ◦ + +
O. haemorrhoidalis [33] + + +
Ch. dorsatus [30] + + +
N. sylvestris [7] +
E. brachyptera [5] + +
M. brachyptera [5] +
Präferenz für die Mittlere u. südl. Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
P. falcata [75] + + ◦ ◦ ◦ ◦
T. tenuicornis [70] + ◦ ◦ ◦ +
Ch. apricarius [40] + + ◦ + + +
Keine Zuordnung möglich
Ch. albomarginatus [55] + + ◦ + + +
Ch. parallelus [42] + + + ◦ + +
T. subulata [35] + + ◦ + +
C. dispar [34] + ◦ +
C. dorsalis [30] + + ◦ ◦ +
T. ceperoi [18] + + + +
P. griseoaptera [28] + + + + +
M. acervorum [7] + + + +
G. campestris [7] + + +
S. grossum [6] + + + +
S. lineatus [5] + +
M. thalassinum [3] + +
G. gryllotalpa [2] + +
Ch. montanus [1] +
L. punctatissima [1] +
234

Ergebnisse und Diskussion
Um die Bindung einzelner Heuschreckenarten an die Ausprägungen der untersuchten
Umweltparameter zu ermitteln und mögliche Indikatorarten bzw. -parameter herauszuarbeiten, wurden
Stetigkeitstabellen bzw. -grafiken erstellt und mit Hilfe von Statistikprogrammen (SPSS, CANOCO
[generalized linear model]) die Signifikanz der ermittelten Präferenzen getestet. Zuvor wurden
Parameter klassifiziert; in Anlage 9.1 wird die Klasseneinteilung und die jeweilige Anzahl der
Untersuchungsflächen dargestellt.
Die Resultate der Korrelationen sind den folgenden Tabellen und Abbildungen zu entnehmen, in
denen die Ergebnisse zur Bindung der Arten an unterschiedliche Substrateigenschaften,
Bodeneigenschaften, geomorphologische Faktoren sowie Vegetationsparameter zusammenfassend
dargestellt werden.
Tab. 96
Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen den Substrateigenschaften der 319 Untersuchungsflächen
und dem Auftreten von Heuschreckenarten
Legende: Pfeil nach oben = je größer der Wert, desto 'besser' für die Art; Pfeil nach unten = je kleiner der Wert,
desto 'schlechter' für die Art; Zahlenangaben = Präferenzbereich; weiße Pfeile/' normale' Zahlen = signifikanter
Zusammenhang; schwarze Pfeile/Zahlen in Fettdruck = deutlicher signifikanter Zusammenhang; Angaben in runden
Klammern = Tendenz, nicht signifikant; Signifikanzen ermittelt mit dem Programm CANOCO (GLM - generalized
linear model); Angaben in eckigen Klammern: hinter der Art = Anzahl der Nachweise, hinter dem Parameter =
Gesamtamplitude des Parameters über alle Flächen; die Reihenfolge der Arten in der Tabelle soll Gruppen mit
ähnlichen Korrelationen herausstellen.
Substrateigenschaften
Ton
[0 - > 22 %]
Schluff
[15 - 100 %]
Sand
[5 - 80 %]
Kies
[0 - 90 %]
Eiablageort
Ch. biguttulus [115] Boden
M. roeselii [67] diverse Pflanzenstengel
Ch. albomarginatus [21] Boden, Wurzelfilz
C. fuscus [67] () Pflanzenstengel, -teile
Ch. apricarius [19] 9 - 22 Boden
S. caerulans [92] Boden
T. viridissima [41] 21 - 30 Boden
Ch. dorsatus [26] 21 - 30 36 - 70 Wurzelfilz, zw. Gräsern
P. albopunctata [29] 21 - 30 Boden, Moos, Streu, etc.
T. tenuicornis [41] Boden, Moos
Ch. brunneus [182] (9 - 22) (25 - 40) Boden
Ch. mollis [206] Boden
P. falcata [47] 11 - 20 Blätter
M. maculatus [140] (1 - 20) oberflächlich in den Boden
O. caerulescens [116] Boden
Keine Heuschrecken [19]
Boden- und Substrateigenschaften (siehe Tab. 96 und Tab. 97) haben zum Teil einen deutlichen
Einfluss auf das Vorkommen von Heuschreckenarten. Einerseits wirken sie auf die Vegetation und
damit auf die Raumstruktur der Habitate. Andererseits dient der Boden einer Reihe von Heuschrecken
als Eiablageort (siehe Tab. 96). Gerade Bewohner vegetationsarmer Biotope - wie Sphingonotus
caerulans, Oedipoda caerulescens und Myrmeleotettix maculatus - stehen in allen
Entwicklungsstadien in engem Kontakt zum Substrat. Die Wirkung des geologischen Untergrundes
und des aus ihm hervorgehenden Bodens ist dabei vielschichtig: Die Bodenstruktur, die auf den
Vorgang der Eiablage oder auf die Eigelege selbst wirksam sein kann, Temperatur und
Feuchtigkeitsverhältnisse, die durch ihren Einfluss auf die bodennahen Luftschichten sowohl auf die
Eier, als auch auf die postembryonalen Entwicklungsstadien von Bedeutung sein können sowie die
Azidität des Bodens (STEGMANN 2000).
Es sollen im Weiteren die ermittelten Korrelationen nicht im einzelnen diskutiert werden. Von
besonderem Interesse sind jedoch Ergebnisse für die beiden Zielarten (zur Definition siehe u.a.
AMLER et al. 1999) Sphingonotus caerulans und Oedipoda caerulescens.
235

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Im Gegensatz zu Angaben aus der Literatur, nach der die Blauflügelige Sandschrecke (S. caerulans)
vor allem sandig-kiesige Böden bevorzugt (DETZEL 1998), konnten bei den Untersuchungen im
Rahmen des FLB keine Präferenzen für entsprechende Substrate festgestellt werden. Es zeigte sich
sogar eine gewisse Meidung sandiger Böden (Tab. 96). Zudem präferiert die Art Substrate mit einem
möglichst hohen Kohleanteil. Nach DETZEL (1998) bevorzugt S. caerulans warme und trockene
Böden mit geringem Wasserspeichervermögen. Ein hoher Kohleanteil führt zum einen zu einer
schnelleren Erwärmung des Bodens, zum anderen verringert er das Wasserspeichervermögen des
Substrates; beides mag die Präferenz der Art für einen höheren Kohleanteil erklären.
Die Blauflügelige Ödlandschrecke (O. caerulescens) zeigte bei den Substratkorrelationen deutliche
Unterschiede zu ihrer Schwesterart. Sie bevorzugte sand-kiesige Böden mit einem geringen bis
mittleren Kohleanteil. (siehe Tab. 96 u. Tab. 97).
ALTMOOS (1999) führt als eine Randbedingung für geeignete Habitate der Arten S. caerulans und O.
caerulescens einen pH- Wert von über 5 an. Bei den Untersuchungen im Rahmen des FLB konnten
die Arten jedoch auch auf einer Reihe von Flächen mit pH-Werten von 3 - 4 nachgewiesen werden.
Der ermittelte Präferenzbereich für die Blauflügelige Sandschrecke (S. caerulans) lag sogar bei pH-
Werten von 3 bis 6 (siehe Tab. 97).
Tab. 97 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen Bodeneigenschaften bzw. der Bodenreaktion der 319
Untersuchungsflächen und dem Auftreten von Heuschreckenarten
Legende: siehe Tab. 96
Bodeneigenschaften,
Bodenreaktion
pH-Wert
[2 - 8]
Kalk
[0 - 10 %]
Humus
[0 - 4 %]
Kohle
[0 - 30 %]
Ch. biguttulus [115]
M. roeselii [67] > 0 - 2
Ch. brunneus [182]
Ch. mollis [206] ()
Ch. albomarginatus [21]
P. falcata [47]
T. tenuicornis [41] 4 - 7 > 0 - 5
Keine Heuschrecken [19] 4 - 7
Ch. dorsatus [26] () > 0 - 2
Ch. apricarius [19] > 0 - 2
T. vividissima [41] > 0 - 2
S. caerulans [92] 3 - 6
O. caerulescens [116] > 0 - 15
P. albopunctata [29]
M. maculates [140] ()
C. fuscus [67] ()
Tab. 98 zeigt Korrelationen zwischen geomorphologischen Parametern der Untersuchungsflächen
und dem Auftreten der Heuschreckenarten. So wurden Kleinreliefformen (Wellen, Steine etc.) und
geomorphologische Prozesse (Erosionsrinnen etc.) der Flächen ermittelt und unter der Bezeichnung
'Kleinrelief' zusammengefasst. Die meisten Arten, die eine Korrelation zu diesem Strukturparameter
aufwiesen, zeigten negative Präferenzen. Allein die Blauflügelige Sandschrecke (S. caerulans) scheint
höhere Kleinreliefstrukturen zu bevorzugen.
Insgesamt sechs Arten bevorzugten Untersuchungsgebiete, die leicht geneigt waren (darunter auch S.
caerulans). Es wurden jedoch keine steilen Flächen in die Heuschreckenuntersuchung einbezogen,
sodass hier nicht auf eine Präferenz für stark geneigte Habitate oder gar Steilwände geschlossen
werden kann.
ALTMOOS (1999) konnte für S. caerulans eine gewisse Meidung, für O. caerulescens eine leichte
Bevorzugung südexponierter Flächen feststellen. Im Rahmen des FLB konnten dazu keine weiteren
Korrelationen ermittelt werden.
236

Ergebnisse und Diskussion
Durch eine Kombination von Exposition und Neigung (zur Berechnung siehe Anlage 9.1) sollte eine
Korrelation zur Besonnung der Flächen ermittelt werden. Hierbei zeigten sich jedoch nur wenig
signifikante Zusammenhänge. Lediglich für den Verkannten Grashüpfer (Ch. mollis) und den Braunen
Grashüpfer (Ch. brunneus) konnten deutliche positive Korrelationen festgestellt werden.
Tab. 98 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen geomorphologischen Parametern der 319
Untersuchungsflächen und dem Auftreten von Heuschreckenarten
Legende: siehe Tab. 96
Geomorphologie
Kleinrelief
[0 - 100 %]
Hangneigung
[0 - > 15 %]
Exposition &
Neigung [1 - 6]
Ch. mollis [206] 0,6 - 7
T. tenuicornis [41] 2 - 4
C. fuscus [67]
O. caerulescens [116] ()
M. roeselii [67] 0,6 - 7
M. maculatus [140] 0,6 - 7
Ch. biguttulus [115] () 3 - 15
Ch. apricarius [19]
T. viridissima [41]
P. albopunctata [29]
Ch. dorsatus [26]
()
Ch. parallelus [9]
()
P. falcata [47]
Ch. brunneus [182] ()
S. caerulans [92]
In Tab. 99 werden signifikante Korrelationen zwischen Vegetations-Parametern und den erfassten
Heuschreckenarten dargestellt. Die Vegetation ist besonders auf Grund ihrer Raumstruktur ein
entscheidender Faktor für das Auftreten der unterschiedlichen Arten. Da die Heuschrecken (wie auch
die übrige terrestrische Mesofauna) vom Klima der bodennahen Luftschichten abhängig sind, die
unterschiedlichen Pflanzengesellschaften bzw. Vegetationseinheiten aber erst die mikroklimatischen
Bedingungen, die für die Tiere optimal sind, schaffen, beruhen die Bindungen der Heuschrecken an
bestimmte Vegetationseinheiten (neben der Wahl von Pflanzen als Eiablage- oder Nahrungssubstrat)
vor allem auf mikroklimatischen Bedingungen.
Ein einfacher, aber dennoch aussagekräftiger Parameter ist dabei die Vegetationsdeckung. Eine
höhere Strauch- und Baumschichtdeckung wird kaum von Heuschrecken akzeptiert. Die beiden Arten
Pholidoptera griseoaptera (Gewöhnliche Strauchschrecke) und Nemobius sylvestris (Waldgrille), die
gerne Saumbereiche zwischen Wald und Offenland bewohnen, zeigen eine gewisse (wenn auch nicht
signifikante) Bevorzugung höherer Baumschichtdeckungen. Die Gemeine Sichelschrecke
(Phaneroptera falcata), die ihre Eier in die Blätter von Büschen legt, ist die einzige erfasst Art, die
höhere Strauchschichtdeckungen präferierte.
Die Krautschichtdeckung wurde schon von anderen Autoren (z.B. ALTMOOS 1999 für S. caerulans
und O. caerulescens) als eine wesentliche Voraussetzung für das Auftreten bzw. Fehlen von
Heuschreckenarten herausgestellt. In Abb. 123 werden signifikante Korrelationen zwischen der
Krautschichtdeckung und dem Auftreten von Heuschreckenarten in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft dargestellt. Es wird deutlich, dass die Blauflügelige
Sandschrecke (S. caerulans) als Pionierbesiedlerin möglichst vegetationsarme Flächen bevorzugt
(maximale Bevorzugung der Deckungsklasse 0 - 4 %). Sie tritt (nach Angaben anderen Autoren) auf
völlig vegetationsfreien Flächen nur 'zufällig' auf, da sie eine geringe Vegetationsdeckung zum Schutz
und als Nahrung benötigt. Solch völlig vegetationsfreie Flächen waren in den untersuchten
Tagebaubereichen jedoch relativ selten bzw. nur kleinflächig vorhanden.
237

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 99 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen Vegetations-Parametern der 319 Untersuchungsflächen und dem Auftreten von Heuschreckenarten
Legende: = je größer der Wert, um so 'besser' für die Art; = je kleiner der Wert, um so 'schlechter' für die Art; Zahlenangaben = Präferenzbereich; weiße Pfeile bzw. 'normale' Zahlen =
signifikanter Zusammenhang; schwarze Pfeile bzw. Zahlen in Fettdruck = deutlicher signifikanter Zusammenhang; Angaben in runden Klammern = Tendenz, nicht signifikant; Signifikanzen
ermittelt mit dem Programm CANOCO (GLM - generalized linear model); Angaben in eckigen Klammern: hinter der Art = Anzahl der Nachweise, hinter dem Parameter = Gesamtamplitude
des Parameters über alle Flächen; Heuschreckenarten systematisch sortiert.
vegetationsfrei
[ 0-90% ]
Krautschicht-Deckung
[0-100%]
Krautschicht-Höhe
[0-2,5m]
Krautstreu-Deckung
[0-100%]
Laubstreu-Deckung
[0-100%]
Streu-Deckung (ges.)
[0-135%]
Strauchsch.-Deckung
[0-100%]
Strauchschicht-Höhe
[0-4,5m]
Baumsch. 1-Deckung
[0-90%]
Baumschicht 1-Höhe
[0-20m]
Totholz-Deckung
[0-15%]
Gehölzjungwuchs
[0-30%]
Calamagrostis-Deck.
[0-65%]
Daucus-Deckung
[0-2,5%]
Corynephorus-Deck.
[0-40%]
Festuca-Deckung
[0-65%]
Kryptogamen
[0-100%]
Ellenberg-Feuchte
(Deckung) [2-10]
Ellenberg-Feuchte
(Pr./Ab.) [3-8]
Vegetation
P. falcata [47]
C. fuscus [67]
T. viridissima [41]
P. albopunctata [29]
M. roeselii [67]
P. griseoaptera [6]
11-50
11-30
0-10
0-50
50-65
10-50
50-65
0,5-0,9
0,15-0,25
0,5-0,9
(1-35) 20-79
(1-9)
1-5
20-79
25-100
1-4,5
(0,5-9)
0,5-9
( )
( )
1-5
( ) ( )
0,1-15
2,5-30
11-70
70-100
( )
4-5
4-5
N. sylvestris [7]
( )
( )
(6-13)
T. tenuicornis [41]
0,01-35
( )
1-9,5 2-30 ( )
O. caerulescens [116]
S. caerulans [92]
M. maculatus [140]
Ch. apricarius [19]
Ch. biguttulus [115]
Ch. brunneus [182]
Ch. mollis [206]
Ch. albomarginatus [21]
Ch. dorsatus [26]
51-90
31-70
11-50
31-70
(11-70)
5-30
10-50
(10-50)
10-65
0,15-0,25
0,3-0,9
1-15
(1-35)
16-100
(1-35)
0,01-35
0,01-35
1-49
1-49
(5-79)
1-49
20-49
0,5-9
( )
( )
( )
( )
(2-30)
(6-30)
2-30
( )
(1-30)
(70-100)
(2,5-100)
( )
4-5
Keine Heuschrecken [19]
238

Ergebnisse und Diskussion
0.0 1.0
S. caerulans
O. caerulescens
M. maculatus
Ch. mollis
P. albopunctata
Ch. biguttulus
M. roeselii
C. fuscus T. viridissima
P. falcata
Ch. dorsatus
Ch. apricarius
Ch. albomarg.
0-4
5-9
10-29
30-49 50-65 66-100
Krautschichtdeckungsklassen (%)
Abb. 123 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen der Krautschichtdeckung und dem Auftreten von
Heuschreckenarten. Signifikanzen ermittelt mit dem Programm CANOCO (GLM - generalized linear model)
Bei einer Krautschichtdeckung von etwa 5 % - 30 % trat neben der Sandschrecke die Blauflügelige
Ödlandschrecke (O. caerulescens) auf, gefolgt von der Gefleckten Keulenschrecke (M. maculatus) bei
10 % - 50 %. Auf weitere in Tab. 99 dargestellten Korrelationen soll an dieser Stelle nicht
eingegangen werden. Sie wurden zum Teil in das erstellte ISABEL integriert und zeigen die
entsprechende indikatorische Bedeutung einiger Arten bzw. Parameter.
Tab. 100 zeigt in einer Übersicht zusammenfassend die Ergebnisse für einige naturschutzfachlich
relevante xerothermophile Arten der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft. Auf Grund ihrer besonderen
Bedeutung werden dabei die Blauflügelige Sandschrecke (S. caerulans) und die Blauflügelige
Ödlandschrecke (O. caerulescens) als Zielarten im Artenschutz für die Braunkohlenfolgelandschaften
hervorgehoben. Sie erfüllen Grundvoraussetzungen einer Zielart, da sie gut erfassbar sind, eine
Überlebenschance in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft besitzen, in Sachsen-Anhalt heimisch
sind, als überregional gefährdet gelten, in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft einen ihrer
überregionalen Schwerpunkte besitzen und Charakterarten von Habitaten sind (vegetationsarme
Bereiche, Magerrasen), auf denen sich eine Reihe bedrohter Tier- und Pflanzenarten finden.
Untersuchungen zur Sumpfschrecke (Stethophyma grossum)
Die Sumpfschrecke konnte innerhalb der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft bisher lediglich in den
Tagebauen Muldenstein, Roßbach und Bruckdorf nachgewiesen werden. Sie bietet sich als ein
Indikatororganismus für den naturschutzfachlichen Zustand von Feuchtvegetation bzw. feuchter
Flachwasservegetation innerhalb der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft an. Im Rahmen des FLB
sollten zwei Populationen der Art im Tagebau Roßbach und Tagebau Muldenstein näher untersucht
werden, um u.a. Angaben über die jeweilige Populationsgröße, Verteilung innerhalb der Tagebaue,
Bindung an Vegetationseinheiten und ihre Mobilität zu gewinnen.
Geplante Markierungsversuche im Tagebau Muldenstein konnten nicht durchgeführt werden, da
während der Untersuchungen im Jahr 2000 [u.a. im Rahmen einer Diplomarbeit an des Hochschule
Anhalt (HENTSCHEL 2001)] nur sehr wenige Individuen (< 10) erfasst werden konnten; diese hielten
sich zudem vor allem in der Nähe eines Kranichbrutplatzes auf, der durch die Untersuchungen nicht
239

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
gefährdet werden sollte. Die erfassten Tiere wurden lagegenau in die Karte des
Untersuchungsgebietes eingetragen (siehe HENTSCHEL 2001).
Bei den Untersuchungen im Tagebau Roßbach (im Jahr 2001) konnte die Sumpfschrecke nicht mehr
nachgewiesen werden.
Tab. 100 Signifikante Korrelationen (P < 0,01) zwischen Parametern der 319 Untersuchungsflächen und
naturschutzfachlich relevanten Heuschreckenarten - Auswahl praxisrelevante Habitatpräferenzen der
beiden Zielarten Sphingonotus caerulans und Oedipoda caerulescens (inklusive Literaturangaben zu
Mindestflächengrößen und Aktionsdistanzen)
Legende: = je größer der Wert, um so 'besser' für die Art; = je kleiner der Wert, um so 'schlechter' für die Art;
Zahlenangaben = Präferenzbereich; weiße Pfeile bzw. 'normale' Zahlen = signifikanter Zusammenhang; schwarze
Pfeile bzw. Zahlen in Fettdruck = deutlicher signifikanter Zusammenhang; * = Angaben nach ALTMOOS (1999),
AMLER et al. (1999), DETZEL (1998), KORBUN & REICH (1998) und WALLASCHEK (1996), ** = Angaben nach
ALTMOOS (1999)
Gesamtamplitude
des
Parameters
Flächen auf denen die Art
nachgewiesen wurde (N = 319)
Sphingonotus
caerulans
Oedipoda
caerulescens
Platycleis
albopunctata
Myrmeleotetti
x maculatus
92 116 29 140
Vegetationsfrei 0 - 90 % 51 - 90 31 - 70
Vegetationsdeckung** % 1 - 3 0 11 - 40 -- --
Krautschicht-Deckung 0 - 100 % 5 - 30 10 - 50 10 - 50
Baumschicht-Deckung 0 - 90 % 0,5 - 9
Calamagrostis-Deckung 0 - 65 %
Kryptogamen-Deckung 0 - 100 % 70 - 100
Kleinrelief 0 - 100 %
Schluff-Anteil 15 - 100 % 21 - 30
Kohle-Anteil 0 - 30 % > 0 - 15
Kies-Anteil 0 - 90 %
Mindestflächengröße* m² > 3000 > 2000 mehrere ha 200 - 300
minimale Größe von Teilflächen* m² 150 - 200 40 - 90 200 < 100
mittlere Aktionsdistanzen* m 90 - 120 < 50 ca. 50 --
maximale Aktionsdistanzen* m > 600 > 400 350 - 500 --
Krautstreu-Deckung 0 - 100 % 1 - 15
Laubstreu-Deckung 0 - 100 % 0,01 - 35 1 - 5
Streu-Deckung (gesamt) 0 - 135 % 1 - 49 1 - 49
Strauchschicht-Deckung 0 - 100 %
Baumschicht (1)-Deckung 0 - 90 % 0,5 - 9
Totholz-Deckung 0 - 15 %
Gehölzjungwuchs 0 - 30 %
Krautschicht-Höhe 0 - 2,5 m 0,15 - 0,25 0,15 - 0,25
Strauchschicht-Höhe 0 - 4,5 m
Baumschicht (1)-Höhe 0 - 20 m
Festuca-Deckung 0 - 65 %
Daucus-Deckung 0 - 2,5 %
Corynephorus-Deckung 0 - 40 % 0,1 - 15
Ellenberg-Feuchte (nach Deckung) 2 - 10
Ellenberg-Feuchte (nach
Present/Absent)
3 - 8
Humus-Anteil 0 - 4 %
Sand-Anteil 5 - 80 %
Ton-Anteil 0 - > 22 %
Kalk-Anteil 0 - 10 %
pH-Wert 2 - 8 3 - 6
Hangneigung 0 - > 15 % 3 - 4
240

Ergebnisse und Diskussion
4.1.3.5.4 Libellen
(Jörg Huth)
Innerhalb der beiden Forschungsprojekte FBM und FLB wurden insgesamt 135 Gewässer bzw.
Gewässerbereiche hinsichtlich ihrer Libellenfauna untersucht (116 Stillgewässer, 19 Fließgewässer).
Für diese Bereiche wurden relevante Habitatparameter oder Habitatstrukturen in Klassen
aufgenommen. Folgende Habitatparameter oder Habitatstrukturen wurden berücksichtigt:
• Gewässertyp
• Ausdehnung der freien Wasserfläche
• Wasserführung
• Wassertrübung
• Wasserströmung/Quellbeeinflussung
• Röhrichtausbildung
• Ausbildung der Schwimm- und Tauchvegetation
• Ausbildung von Chara-Rasen
• Ausbildung von Moor- und Sumpfinitialen
• Vorhandensein vegetationsarmer Flachufer/Pionierflachgewässer
• Fischvorkommen
• Umgebung (Landschaftsalter)
In der Auswertung wurde die Stetigkeit des Auftretens von Libellenarten in Abhängigkeit vom
Vorhandensein oder der Ausbildung dieser Habitatmerkmale ermittelt. Des Weiteren wurde der
Zusammenhang zwischen Artenzahl oder Anzahl gefährdeter Arten und der Habiatausstattung
überprüft.
Die nachfolgend dargestellten Ergebnisse fließen in zusammengefasster Form in das ISABEL ein.
Gewässertyp
Innerhalb des Forschungsprojektes FBM erfolgte die Ableitung von Charakterarten der
Gewässertypen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (HUTH 2000). Als
Charakterarten werden solche verstanden, die an bestimmten Gewässertypen mit deutlich höherer
Stetigkeit auftreten als an anderen.
Die Bevorzugung von Gewässertypen durch Libellenarten wurde unter Einbeziehung der neuen
Untersuchungsergebnisse des FLB aktualisiert. Die untersuchten Gewässer wurden folgenden sechs
Typen zugeordnet (Differenzierung in Anlehnung an die Biotoptypen, teilweise weitere Differenzierung
oder Zusammenfassung):
• See > 10 ha
• See > 1 ha bis 10 ha oder Kleinsee < 1 ha, aber tiefer als 2 m
• Weiher (< 1 ha, bis 2 m tief)
• Weiher mit großen Flachwasserbereichen (> 0,25 ha, < 0,5 m tief) oder großflächige
Flachgewässer bzw. Flach-/Kleingewässerkomplexe (> 0,25 ha)
• Kleingewässer < 100 m² und separierte Flachgewässer < 0,25 ha
• Fließgewässer (von 19 untersuchten Fließgewässern 16 Rinnsale, zwei bachähnliche und ein
Graben)
Die nachfolgende Tab. 101 stellt die Libellenarten heraus, bei denen eine Bevorzugung bestimmter
Gewässertypen erkennbar ist. Sie wurden entsprechend ihrer Präferenz gruppiert. Im Vergleich zu
den Ergebnissen des FBM blieb das Spektrum der Arten mit spezifischer Gewässertyp-Bindung
weitestgehend unverändert. Die meisten Gruppierungen haben sich bestätigt und verdeutlicht,
teilweise konnte die Zuordnung weiter differenziert werden (z.B. Kleines Grantauge Erythromma
viridulum mit deutlicher Bevorzugung der kleinen Seen). Aus naturschutzfachlicher Sicht
herauszustellen ist die besondere Bedeutung des Typs ‘Weiher mit großen
Flachwasserbereichen/große Flachgewässer’ in dem 11 Libellenarten (davon 9 Rote-Liste-Arten) eine
241

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Stetigkeit erreichen, die deutlich über der der anderen Gewässertypen liegt. Diese hohe Bedeutung
bestätigt sich auch durch die Ermittlung der durchschnittlichen Artenzahlen pro Gewässertyp (Abb.
124).
Tab. 101 Libellenarten mit Bevorzugung bestimmter Gewässertypen
(Stetigkeit des Auftretens an den untersuchten Gewässertypen in %; herausragende Werte grau hinterlegt, n =
Anzahl der Untersuchungsgewässer mit Nachweisen der Art, Differenzierung der Gewässertypen siehe oben)
Art/Artengruppe
Seen
Gewässertyp
(Stichprobenzahl)
n
gr. See
(15)
kl. See
(23)
Wei
(27)
Wei/
Flach
(25)
Kleine Königslibelle Anax parthenope 61 86,67 91,30 55,56 44,00 3,85 0,00
kleine Seen
Kleines Granatauge Erythromma viridulum 35 20,00 60,87 29,63 32,00 7,69 0,00
Weiher/kleine Seen
Großes Granatauge Erythromma najas 14 6,67 21,74 14,81 16,00 0,00 0,00
Gemeine Smaragdlibelle Cordulia aenea 38 20,00 39,13 55,56 40,00 3,85 0,00
Flachwasserbereiche an allen Stillgewässertypen
Winterlibelle Sympecma fusca 76 46,67 56,52 70,37 96,00 42,31 10,53
Gemeine Binsenjungfer Lestes sponsa 72 20,00 47,83 62,96 96,00 65,38 0,00
Flachwasserbereiche an Weihern und kleinen Seen
Kleine Mosaikjungfer Brachytron pratense 36 20,00 26,09 37,04 60,00 7,69 0,00
Keilflecklibelle Aeshna isosceles 37 13,33 43,48 25,93 64,00 7,69 0,00
Flachwasserbereiche an Gewässern bis Weihergröße/Flachgewässer
Glänzende Binsenjungfer Lestes dryas 9 0,00 0,00 7,41 28,00 0,00 0,00
Kleine Binsenjungfer Lestes virens 44 0,00 4,35 48,15 68,00 46,15 5,26
Südliche Mosaikjungfer Aeshna affinis 5 0,00 0,00 0,00 20,00 0,00 0,00
Torf-Mosaikjungfer Aeshna juncea 5 0,00 0,00 3,70 4,00 11,54 0,00
Gefleckte Smaragdlibelle Somatochlora flavomaculata 4 0,00 0,00 0,00 16,00 0,00 0,00
Gefleckte Heidelibelle Sympetrum flaveolum 22 6,67 8,70 11,11 40,00 19,23 5,26
Schwarze Heidelibelle Sympetrum danae 50 13,33 21,74 29,63 76,00 57,69 5,26
Kleine Moosjungfer Leucorrhinia dubia 9 0,00 0,00 14,81 12,00 7,69 0,00
Große Moosjungfer Leucorrhinia pectoralis 10 0,00 0,00 11,11 24,00 3,85 0,00
Fließgewässer (Rinnsale)/Flachwasserbereiche
Kleiner Blaupfeil Orthetrum coerulescens 38 0,00 17,39 14,81 36,00 19,23 84,21
Gebänderte Heidelibelle Sympetrum pedemontanum 22 0,00 8,70 3,70 28,00 23,08 31,58
Fließgewässer (Rinnsale)
Südlicher Blaupfeil Orthetrum brunneum 9 0,00 0,00 3,70 4,00 3,85 31,58
große Seen, Kleingewässer, Rinnsale
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 32 33,33 4,35 11,11 20,00 38,46 42,11
Klein
(26)
Fließ
(19)
Neben den in Tab. 101 benannten Arten ist auch für weitere Arten, für die aus der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft bisher nur lokale Einzelnachweise vorliegen, auf Grund ihrer
ökologischen Ansprüche eine klare Bindung an bestimmte Gewässertypen zu erwarten (Gebänderte
Prachtlibelle - Calopteryx virgo, Zweigestreifte Quelljungfer - Cordulegaster boltoni, Südliche
Binsenjungfer - Lestes barbarus, Sumpf-Heidelibelle - Sympetrum depressiusculum, Nordische
Moosjungfer - Leucorrhinia rubicunda). Für alle weiteren Arten mit hinreichend großer Zahl
nachgewiesener Vorkommen ist aus der Stetigkeitsverteilung keine spezifische Bindung an
Gewässertypen abzuleiten.
Ausdehnung der freien Wasserfläche
Die Ausdehnung der freien Wasserfläche wurde an den untersuchten Stillgewässern in vier Klassen
aufgenommen. Bei Auswertung der Stetigkeit des Auftretens der Arten innerhalb der vier Klassen
zeichnen sich Artengruppen ab, die einen Mindestanspruch an die Ausdehnung der freien
Wasserfläche haben (siehe Tab. 102). Es besteht erwartungsgemäß ein enger Zusammenhang zum
Gewässertyp, der jedoch nicht zwangsläufig ist, da die den Gewässertyp entscheidend bestimmende
Gewässergröße nicht mit der Ausdehnung der freien Wasserfläche identisch sein muss.
In der ersten Gruppe stehen Arten, die in Gewässern ohne oder mit nur kleinsten freien
Wasserflächen selten sind oder fehlen, jedoch bereits bei Vorhandensein kleiner freier Wasserflächen
242

Ergebnisse und Diskussion
von 10 - 100 m² eine deutlich erhöhte Stetigkeit zeigen. Herauszustellen ist, dass die Große
Königslibelle (Anax imperator) als euryöke und insgesamt hochstete Art auf das Vorhandensein freier
Wasserflächen unbedingt angewiesen ist. Die naturschutzfachlich bedeutenden Arten Kleine
Mosaikjungfer (Brachytron pratense) und Gemeine Smaragdlibelle (Cordulia aenea) erreichen ihr
Optimum an Gewässern mit freien Wasserflächen von 100 m² bis 1 ha.
Die Arten der zweiten Gruppe beanspruchen mindestens mittelgroße freie Wasserflächen von 100 m²
bis 1 ha. In Übereinstimmung mit der Gewässertypbindung zeigt die naturschutzfachlich wertvolle
Seeart Kleine Königlibelle (Anax parthenope) ihr Optimum bei den großen Wasserflächen über 1 ha.
Dies trifft auch für den ubiquistischen Großen Blaupfeil (Orthetrum cancellatum) zu.
Für das Vorkommen der seltenen und naturschutzfachlich hochbedeutenden Moosjungfern
(Leucorrhinia dubia, Leucorrhinia pectoralis) scheint das Vorhandensein kleiner freier Wasserflächen
(10 - 100 m² Mindestgröße) notwendig zu sein, während Habitate mit großen Wasserflächen über 1 ha
(Seen) völlig gemieden werden (dritte Artengruppe). Bei diesen Arten lässt die geringe
Stichprobenzahl nur eine tendenzielle Aussage zu.
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Gesamtdurchschnitt
[116]
See
>10ha
[15]
See
1 ha
Federlibelle Platycnemis pennipes 0,00 11,11 17,86 21,21
Becher-Azurjungfer Enallagma cyathigerum 22,22 77,78 94,64 100,00
Kleine Mosaikjungfer Brachytron pratense 11,11 33,33 39,29 27,27
Herbst-Mosaikjungfer Aeshna mixta 27,78 66,67 75,00 81,82
Große Königslibelle Anax imperator 0,00 55,56 80,36 96,97
Gemeine Smaragdlibelle Cordulia aenea 5,56 22,22 42,86 33,33
Mindestanspruch 100 m² - 1 ha freie Wasserfläche
Großes Granatauge Erythromma najas 0,00 0,00 16,07 15,15
Kleines Granatauge Erythromma viridulum 5,56 0,00 35,71 42,42
Braune Mosaikjungfer Aeshna grandis 5,56 0,00 17,86 18,18
Kleine Königslibelle Anax parthenope 0,00 0,00 57,14 87,88
Glänzende Smaragdlibelle Somatochlora metallica 0,00 0,00 8,93 9,09
Großer Blaupfeil Orthetrum cancellatum 5,56 11,11 75,00 96,97
freie Wasserfläche mindestens 10 - 100 m²; nicht über 1 ha
Kleine Moosjungfer Leucorrhinia dubia 5,56 22,22 10,71 0,00
Große Moosjungfer Leucorrhinia pectoralis 0,00 33,33 12,50 0,00
(33)
243

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Von weiteren naturschutzfachlich wertvollen Arten mit größerer Nachweiszahl zeigen Winterlibelle
(Sympecma fusca), Fledermaus-Azurjungfer (Coenagrion pulchellum) und Keilflecklibelle (Aeshna
isosceles) auf der Grundlage der ausgewerteten Daten keine Abhängigkeit der Habitatwahl von der
Ausdehnung der freien Wasserfläche.
Die nachfolgende Tab. 103 zeigt naturschutzfachlich bedeutende Arten, die in höchster Stetigkeit in
Habitaten mit fehlenden oder kleinsten freien Wasserflächen nachgewiesen wurden. Die ersten fünf
Arten bevorzugen Flachwasser- und Sumpfbereiche, die auf Grund dichter Vegetationsdeckung nur
kleinste freie Wasserflächen aufweisen. Bei der Kleinen Pechlibelle (Ischnura pumilio) bewirkt ein
Vorkommensschwerpunkt an Pionier-Kleinstgewässern die hohe Stetigkeit in der Spalte der kleinsten
freien Wasserflächen, während keine eigentliche Abhängigkeit des Vorkommens von der Ausdehnung
der freien Wasserfläche besteht (zahlreiche Nachweise auch an vegetationsarmen Flachufern großer
Seen!).
Tab. 103 Libellenarten mit höchster Stetigkeit des Auftretens (in %) bei kleinsten freien Wasserflächen
Art
Ausdehnung der freien Wasserfläche
(Stichprobenzahl)
keine oder
wenige m²
(18)
10 - 100m²
(9)
100 m² - 1 ha
(56)
> 1 ha
Kleine Binsenjungfer Lestes virens 61,11 55,56 46,43 3,03
Kleiner Blaupfeil Orthetrum coerulescens 33,33 0,00 23,21 9,09
Gebänderte Heidelibelle Sympetrum pedemontanum 27,78 0,00 16,07 6,06
Gefleckte Heidelibelle Sympetrum flaveolum 33,33 11,11 21,43 6,06
Schwarze Heidelibelle Sympetrum danae 72,22 66,67 44,64 15,15
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 38,89 22,22 16,07 18,18
(33)
Wasserführung
Mehrere Libellenarten zeigen eine eindeutige Bevorzugung von Temporärgewässern oder Gewässern
mit größeren temporären Bereichen (siehe Tab. 104). Es handelt sich um Arten, deren Reproduktion
an eine zeitweilige Austrocknung des Gewässers angepasst ist. Die Trockenperiode (meist Hoch- und
Spätsommer) wird in der Regel als Ei überdauert, während die Larvalentwicklung nach der
Überwinterung als Ei bei Temperaturerhöhung im Frühjahr beginnt (Lestes, Sympetrum). Zum Schlupf
der Larve ist Wasserkontakt nötig. Bleibt die Überflutung aus, kann das trockenresistente Eistadium
teilweise auch verlängert werden (z.B. bei Lestes dryas, STERNBERG & BUCHWALD 1999). Bei den
charakteristischen Großlibellenarten der Temporärgewässer können auch die Larven Trockenphasen
im Schlamm oder unter Pflanzen überstehen, während sie dann eine Entwicklungsruhe einlegen (z.B.
bei Aeshna affinis und Libellula depressa, STERNBERG & BUCHWALD 2000).
Die Artengruppe beinhaltet zum größten Teil naturschutzfachlich wertvolle Arten wie Lestes dryas,
Lestes virens, Ischnura pumilio, Aeshna affinis, Sympetrum flaveolum und Sympetrum
pedemontanum. Daraus resultiert die hohe naturschutzfachliche Bedeutung temporärer
Gewässerbereiche. Zum Teil sind gefährdete Arten in völlig austrocknenden Gewässern
konkurrenzstärker als konkurrierende Ubiquisten (z.B. Lestes dryas gegenüber Lestes sponsa wie im
Pappelsumpf im ehemaligen Tagebau Muldenstein, vgl. auch STERNBERG & BUCHWALD 1999).
Außerdem unterliegen Libellenlarven in Temporärgewässern durch die Fischfreiheit einem geringeren
Fraßdruck als in Fischgewässern.
Tab. 104 Libellenarten mit deutlicher Bevorzugung von Temporärgewässern oder Gewässern mit größeren
temporären Bereichen
(Stetigkeit des Auftretens an den untersuchten Stillgewässern in %)
Art
Gewässer
(Stichprobenzahl)
ausdauernd
(69)
mit größeren
temporären
Bereichen (35)
vollständig
temporär
(12)
Gemeine Binsenjungfer Lestes sponsa 47,83 88,57 66,67
Glänzende Binsenjungfer Lestes dryas 2,90 17,14 8,33
Kleine Binsenjungfer Lestes virens 24,64 60,00 41,67
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 13,04 22,86 58,33
Südliche Mosaikjungfer Aeshna affinis 0,00 11,43 8,33
Plattbauch Libellula depressa 7,25 11,43 25,00
Gefleckte Smaragdlibelle Sympetrum flaveolum 10,14 34,29 16,67
Gebänderte Heidelibelle Sympetrum pedemontanum 8,70 20,00 25,00
Schwarze Heidelibelle Sympetrum danae 24,64 74,29 50,00
244

Ergebnisse und Diskussion
Neben den genannten Arten ist noch bei weiteren seltenen und gefährdeten Arten eine Präferenz von
Temporärgewässern zu erwarten. Dies betrifft vor allem Südliche Binsenjungfer (Lestes barbarus),
Gefleckte Smaragdlibelle (Somatochlora flavomaculata) und Sumpf-Heidelibelle (Sympetrum
depressiusculum), von denen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft bisher jedoch nur lokale
Einzelvorkommen gefunden wurden.
Neben den in Tab. 104 zusammengestellten Arten erreicht auch der Kleine Blaupfeil (Orthetrum
coerulescens), der zuerst Fließgewässer (Rinnsale) präferiert, an stehenden Gewässern die höchste
Stetigkeit an solchen mit größeren temporären Bereichen. Eine Bevorzugung von
Temporärgewässern ist nicht wahrscheinlich. Die besiedelten Habitate (Flachwasserbereiche,
Sümpfe) treten jedoch oft im Zusammenhang mit temporären Gewässerbereichen auf, während Orte
mit erfolgreicher Reproduktion in der Regel dauerhaft Wasser führen.
Alle übrigen Libellenarten mit hinreichend großer Zahl von Nachweisen zeigen eine klare
Bevorzugung der ausdauernden Gewässer. Von den ubiquistischen Arten treten nur Große
Pechlibelle (Ischnura elegans) und Große Heidelibelle (Sympetrum striolatum) hochstet (> 60 %) an
vollständig temporären Gewässern auf, wobei auch diese Arten ausdauernde Gewässer präferieren.
Wassertrübung
Die meisten Restgewässer der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft weisen auf Grund der oligo- bis
mesotrophen Nährstoffverhältnisse eine nur geringe Wassertrübung auf. Von den 116 untersuchten
Stillgewässern hatten 92 klares und nur 24 mehr oder weniger trübes Wasser. Bei den meisten
Libellenarten ist kein deutlicher Unterschied der Stetigkeit des Vorkommens an klaren und trüben
Gewässern erkennbar.
10 Arten scheinen klare Gewässer zu bevorzugen (Tab. 105). Möglicherweise ist dieser
Zusammenhang sekundär und spiegelt nur die Präferenz flacher Gewässertypen wider, da diese
durch Grund- oder Oberflächenwasserversorgung fast immer klar sind. Auffallend ist jedoch der hohe
Anteil von Moorarten (Lestes virens, Coenagrion hastulatum, Somatochlora flavomaculata,
Sympetrum flaveolum, Sympetrum danae, Leucorrhinia dubia, Leucorrhinia rubicunda), für die die
geringe Wassertrübung bei der Habitatwahl eine besondere Rolle spielen könnte. Aus dem hohen
Anteil von Rote-Liste-Arten (8) ist zu schließen, dass eine geringe Wassertrübung aus
naturschutzfachlicher Sicht ein wertbestimmendes Habitatmerkmal für Libellen ist. Dies bestätigend
veranschaulicht Abb. 125, dass die durchschnittliche Artenausstattung der klaren Gewässer besser
als die der trüben ist, wobei der Unterschied verglichen mit den Differenzen bei strukturbestimmenden
Habitatparametern (insbesondere Gewässertyp, Röhricht, Schwimm- und Tauchvegetation)
vergleichsweise gering ist.
Nur bei einer Art, dem Kleinen Granatauge (Erythromma viridulum), ist die Stetigkeit an trüben
Gewässern deutlich höher als an klaren. Hier ist die Ursache mit Sicherheit sekundär. Die Art zeigt
neben der Bindung an Schwimmblattvegetation eine besondere Bindung an großflächige Flutmatten
aus Fadenalgen, die vor allem in nährstoffreichen und deshalb meist trüben Gewässern vorkommen.
Tab. 105 Stetigkeit von Libellenarten an Stillgewässern (in %) in Abhängigkeit von der Wassertrübung
Art
deutlich höhere Stetigkeit an klaren Gewässen
Gewässer
(Stichprobenzahl)
klare Gewässer
(92)
trübe Gewässer
(24)
Gemeine Binsenjungfer Lestes sponsa 69,57 33,33
Kleine Binsenjungfer Lestes virens 42,39 16,67
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 23,91 8,33
Speer-Azurjungfer Coenagrion hastulatum 5,43 0,00
Südliche Mosaikjungfer Aeshna affinis 5,43 0,00
Gefleckte Smaragdlibelle Somatochlora flavomaculata 4,35 0,00
Gefleckte Heidelibelle Sympetrum flaveolum 21,74 4,17
Schwarze Heidelibelle Sympetrum danae 50,00 12,50
Kleine Moosjungfer Leucorrhinia dubia 9,78 0,00
Nordische Moosjungfer Leucorrhinia rubicunda 3,26 0,00
deutlich höhere Stetigkeit an trüben Gewässen
Kleines Granatauge Erythromma viridulum 27,17 41,67
245

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Gesamtdurchschnitt
[116]
klar [92] trüb [24]
Artenzahl
Anteil Rote-Liste-Arten
Abb. 125 Durchschnittliche Artenzahlen der untersuchten Stillgewässer in Bezug auf die Wassertrübung
(Stichprobenzahl in Klammern)
Wasserströmung/Quellbeeinflussung
Bei vier Libellenarten ist die Stetigkeit an Gewässern mit strömendem oder zumindest partiell oder
lokal strömendem Wasser deutlich höher als an den übrigen (Tab. 106). Für drei Arten widerspiegelt
sich die bevorzugte Bindung an rinnsalartige Fließgewässer (Orthetrum coerulescens, Orthetrum
brunneum, Sympetrum pedemontanum; siehe Tab. 101). Für diese Arten ist die Einstufung als
thermophile Fließwasserart bekannt (DONATH 1987). Bei der Kleinen Pechlibelle (Ischnura pumilio)
ist eine Bevorzugung von fließendem Wasser nicht primär, da die Art auch an
strömungsunbeeinflussten Gewässertypen vergleichbar hohe Stetigkeiten erreicht (siehe Tab. 101).
Entscheidend für die bevorzugte Habitatwahl von Gewässern mit strömendem Wasser ist der oft
vorhandene Pioniercharakter dieser Lebensräume (hoher Anteil vegetationsarmer Rinnsale und
Quellstellen). Auch STERNBERG & BUCHWALD (1999) beschreiben ein hochabundantes
Vorkommen der Art an grundwassergespeisten Rinnsalen einer Kiesgrube.
Unter ausschließlicher Berücksichtigung der quellbeeinflussten Gewässer (Quellbereiche,
Quellrinnsale, Stillgewässer mit Quellzuflüssen) als Teilmenge der Gewässer mit strömendem Wasser
erhöht sich die Stetigkeit der beiden Blaupfeil-Arten und der Kleinen Pechlibelle weiter, was die
besondere Bedeutung der Quellbereiche für diese gefährdeten Arten unterstreicht (rechte Spalte).
Herauszustellen ist die extrem hohe Stetigkeit des Kleinen Blaupfeils (Orthetrum coerulescens) an
den Quellhabitaten.
Tab. 106 Libellenarten mit deutlicher Bevorzugung von Gewässern mit strömendem Wasser
(Stetigkeit des Auftretens an den untersuchten Stillgewässern in %; herausragende Werte grau hinterlegt)
Art
Gewässer
(Stichprobenzahl)
nicht
strömend
(105)
strömend inkl.
quellbeeinflusst
(30)
Quellbeeinflusst
(16)
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 20,00 36,67 43,75
Kleiner Blaupfeil Orthetrum coerulescens 12,38 83,33 93,75
Südlicher Blaupfeil Orthetrum brunneum 2,86 20,00 25,00
Gebänderte Heidelibelle Sympetrum pedemontanum 9,52 40,00 37,50
Hochstenotope Fließwasserarten wie Blauflügel-Prachtlibelle (Calopteryx virgo) und Zweigestreifte
Quelljungfer (Cordulegaster boltoni) beschränken sich in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
Sachsen-Anhalts auf lokale Einzelvorkommen an bachartigen Fließgewässern der Dübener Heide
(HUTH 2000). Auch für die weniger seltene rheophile Fließwasserart Gebänderte Prachtlibelle
(Calopteryx splendens) sind nur wenige Reproduktionsvorkommen an grabenartigen Fließgewässern
bekannt, obwohl die Art in geringer Zahl an vielen größeren stehenden Bergbaurestgewässern fliegt
(HUTH 2000). Es ist möglich, dass Calopteryx splendens die Restseen (gelegentlich oder
regelmäßig?) zur Reproduktion nutzt, also nicht essentiell auf Fließgewässer angewiesen ist. Dafür
spricht ein Reproduktionsnachweis am Blauen See bei Bitterfeld (Exuvienfund im Mai 2000).
246

Ergebnisse und Diskussion
Röhricht
Die strukturelle Ausbildung der Röhrichtvegetation hat neben der Ausbildung des Gewässertyps den
stärksten Einfluss auf die Besiedlung durch Libellen. Bei den meisten Arten mit hinreichender Zahl von
Vorkommen erhöht sich die Stetigkeit des Auftretens je besser die strukturelle Ausbildung des
Gewässerröhrichts ist (Tab. 107: erste und zweite Artengruppe).
In der ersten Artengruppe wurden die in Bezug auf die Röhrichtausbildung indikatorisch
aussagefähigen Libellenarten zusammengefasst. Die meisten dieser Arten haben einen
Gefährdungsstatus. Es fällt bei fast allen Arten der deutliche Anstieg der Stetigkeit in der rechten
Spalte auf. Während in der mittleren Spalte die Gewässer berücksichtigt wurden, die zwar
großflächige jedoch nur strukturarme Röhrichte aufweisen (i.d.R. homogene Bestände von Schilf oder
Rohrkolben), wurden rechts jene Gewässer einbezogen, an denen großflächige und strukturreiche
Röhrichte ausgebildet sind (neben Rohrkolben und Schilf auch Binsen, Simsen oder Seggen; des
Weiteren erhöhter Strukturreichtum durch hohe Grenzlinienlänge). Bereits bei der Geländeerfassung
war aufgefallen, dass insbesondere Binsen- und Simsenröhrichte, lichte (lückige) Rohrkolbenröhrichte
sowie Seggenriede im Vergleich zu den geschlossenen Beständen von Schilf oder Rohrkolben viel
höhere Arten- und Individuenzahlen beherbergen und damit von höherem Wert als
Libellenhabitatstruktur sind. Deutlich erhöhte Stetigkeitswerte wurden grau hinterlegt (Tab. 107) und
weisen auf die Arten hin, für die die Röhrichtausbildung von entscheidender habitatstruktureller
Bedeutung ist. In der zweiten Artengruppe wurden häufige (ubiqistische und euryöke) Arten
zusammengefasst, deren Stetigkeitswerte einen Zusammenhang zur Röhrichtausbildung erkennen
lassen. Die dritte Artengruppe beinhaltet naturschutzfachlich wertvolle und in Bezug auf andere
Habitatparameter indikatorisch aussagefähige Arten, deren Vorkommen offensichtlich nicht von der
Röhrichtausbildung abhängt.
Tab. 107 Stetigkeit von Libellenarten an Stillgewässern (in %) in Abhängigkeit von der Röhrichtausbildung
(herausragende Werte grau hinterlegt)
Art
Röhrichtausbildung
(Stichprobenzahl)
initial,
kleinflächig
(36)
breite Säume,
strukturarm
(33)
großflächig,
strukturreich
(47)
Arten mit deutlicher Korrelation zur Röhrichtausbildung
Gemeine Binsenjungfer Lestes sponsa 44,44 45,45 87,23
Glänzende Binsenjungfer Lestes dryas 0,00 0,00 19,15
Kleine Binsenjungfer Lestes virens 16,67 30,30 57,45
Winterlibelle Sympecma fusca 44,44 48,48 89,36
Federlibelle Platycnemis pennipes 11,11 12,12 21,28
Fledermaus-Azurjungfer Coenagrion pulchellum 5,56 3,03 31,91
Kleine Mosaikjungfer Brachytron pratense 16,67 15,15 53,19
Südliche Mosaikjungfer Aeshna affinis 0,00 0,00 10,64
Braune Mosaikjungfer Aeshna grandis 11,11 9,09 21,28
Keilflecklibelle Aeshna isosceles 8,33 18,18 59,57
Gemeine Smaragdlibelle Cordulia aenea 19,44 21,21 51,06
Gefleckte Smaragdlibelle Somatochlora flavomaculata 0,00 0,00 8,51
Gefleckte Heidelibelle Sympetrum flaveolum 11,11 9,09 29,79
Gebänderte Heidelibelle Sympetrum pedemontanum 8,33 12,12 19,15
Schwarze Heidelibelle Sympetrum danae 33,33 30,30 57,45
Kleine Moosjungfer Leucorrhinia dubia 2,78 3,03 14,89
Große Moosjungfer Leucorrhinia pectoralis 0,00 3,03 19,15
häufige Arten mit Korrelation zur Röhrichtausbildung
Hufeisen-Azurjungfer Coenagrion puella 77,78 84,85 95,74
Herbst-Mosaikjungfer Aeshna mixta 47,22 72,73 82,98
Vierfleck Libellula quadrimaculata 75,00 69,70 93,62
Gemeine Heidelibelle Sympetrum vulgatum 77,78 84,85 95,74
Große Heidelibelle Sympetrum striolatum 63,89 63,64 91,49
Blutrote Heidelibelle Sympetrum sanguineum 75,00 87,88 91,49
naturschutzfachlich wertvolle Arten ohne Korrelation zur Röhrichtausbildung
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 27,78 15,15 19,15
Großes Granatauge Erythromma najas 11,11 3,03 19,15
Kleines Granatauge Erythromma viridulum 30,56 24,24 34,04
Kleine Königslibelle Anax parthenope 50,00 48,48 57,45
Kleiner Blaupfeil Orthetrum coerulescens 16,67 15,15 23,40
Frühe Heidelibelle Sympetrum fonscolombei 11,11 9,09 6,38
247

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
In der nachfolgenden Abb. 126 wurde die Klasse ‘großflächig, strukturreich’ weiter differenziert
(Ausscheidung der strukturreichen Röhrichtkomplexe > 0,25 ha). Die Abbildung zeigt den deutlichen
Anstieg von Artenzahl und Anzahl der Rote-Liste-Arten bei Verbesserung der Röhrichtausbildung und
verweist insbesondere auf die hohe naturschutzfachliche Bedeutung großflächiger und strukturreicher
Röhrichtkomplexe. Genau wie bei den Artstetigkeiten erfolgt ein deutlicher habitatqualitativer Sprung
zwischen den breiten strukturarmen Röhrichtsäumen (nur Schilf, Rohrkolben, geringe
Grenzlinienlänge) und den breiten strukturreichen Röhrichtsäumen (mit Simsen, Binsen und Seggen;
hohe Grenzlinienlänge). Die Röhrichtausbildung hat den größten habitatstrukturellen Einfluss auf die
Besiedlung eines Gewässers durch Libellen.
24
22
20
18
16
14
12
10
8
6
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2
0
Gesamtdurchschnitt
[116]
initial oder
kleinflächig
[36]
breite Säume,
strukturarm
[33]
großflächig
breite Säume,
(>0,25ha), sehr
strukturreich
strukturreich
[39]
[116]
Artenzahl
Anteil Rote-Liste-Arten
Abb. 126 Durchschnittliche Artenzahlen der untersuchten Stillgewässer in Bezug auf die Röhrichtausbildung
(Stichprobenzahl in Klammern)
Schwimm- und Tauchvegetation
Auch die Ausbildung der Schwimm- und Tauchvegetation hat einen entscheidenden Einfluss auf die
Libellenbesiedlung eines Gewässers. Sie wirkt zum einen direkt als strukturell bedeutendes
Habitatelement (Eiablage, Larvenlebensraum) und ist zum anderen Indikator für die
Gesamthabitatqualität des Gewässers für Libellen (fortgeschrittenes Sukzessionsstadium, gute
Wasserqualität, hohe Strukturvielfalt).
Die erste und zweite Artengruppe in Tab. 108 zeigt eine deutliche Korrelation zur Ausbildung der
Schwimm- und Tauchvegetation. Bei den meisten Arten besteht eine mehr oder weniger starke
Abhängigkeit durch die Benutzung von Schwimmvegetation als Eiablagesubstrat (Aeshna grandis,
Platycnemis pennipes, Pyrrhosoma nymphula, Erythromma viridulum, Erythromma najas, Anax
imperator, Anax parthenope, Enallagma cyathigerum) oder es werden bei der Eiablage
Freiwasserbereiche mit submerser Vegetation bevorzugt wie bei der Gemeinen Smaragdlibelle
(Cordulia aenea) (STERNBERG & BUCHWALD 2000). Bei der Großen Moosjungfer (Leucorrhinia
pectoralis) könnte die Präferenz durch die Bedeutung submerser Vegetation als Larvenlebensraum
begründet sein. Bei anderen Arten ist die Korrelation nicht aus einem direkten Strukturanspruch zu
erklären und somit wahrscheinlich sekundär. So könnte sich die Korrelation der in starkem Maße
röhrichtabhängigen Arten Kleine Mosaikjungfer (Brachytron pratense) und Keilflecklibelle (Aeshna
isosceles) daraus erklären, dass Gewässer mit gutausgebildeter Schwimm- und Tauchvegetation in
der Regel auch eine gutausgebildete Röhrichtzone aufweisen. Die Kleine Pechlibelle (Ischnura
pumilio) zeigt als charakteristischer Besiedler vegetationsarmer Pionierflachgewässer
erwartungsgemäß eine Präferenz für Gewässer ohne Schwimm- und Tauchvegetation, da diese in
den bewohnten Gewässern auf Grund der frühen Sukzessionsstufe oder der temporären
Wasserführung meist nicht ausgebildet ist.
Ähnlich wie die Röhrichtausbildung hat auch die Ausbildung der Wasservegetation einen starken
Einfluss auf die Artenausstattung des Gewässers (Abb. 127). Es fällt auf, das besonders Gewässer
mit großflächigem Vorkommen einer artenreichen Schwimm- und Tauchvegetation (mehrere Arten
höherer Wasserpflanzen) in Bezug auf Artenzahl und Anzahl der Rote-Liste-Arten deutlich über dem
Durchschnitt liegen. Damit kann aus einer reichen Wasservegetation auf eine hohe
naturschutzfachliche Bedeutung für Libellen geschlossen werden (Indikatorfunktion).
248

Ergebnisse und Diskussion
Tab. 108 Stetigkeit von Libellenarten an Stillgewässern (in %) in Abhängigkeit von der Ausbildung der Schwimmund
Tauchvegetation
(herausragende Werte grau hinterlegt)
Schwimm- und Tauchvegetation
(Stichprobenzahl)
ohne
(51)
Art
Arten mit deutlicher Korrelation zur Ausbildung der Schwimm- und Tauchvegetation
kleinflächig
(22)
großflächig
(43)
Weidenjungfer Lestes viridis 1,96 22,73 27,91
Federlibelle Platycnemis pennipes 3,92 22,73 25,58
Frühe Adonislibelle Pyrrhosoma nymphula 11,76 18,18 37,21
Großes Granatauge Erythromma najas 0,00 9,09 27,91
Kleines Granatauge Erythromma viridulum 19,61 18,18 48,84
Kleine Mosaikjungfer Brachytron pratense 17,65 27,27 48,84
Blaugrüne Mosaikjungfer Aeshna cyanea 7,84 36,36 32,56
Braune Mosaikjungfer Aeshna grandis 1,96 18,18 27,91
Keilflecklibelle Aeshna isosceles 19,61 40,91 41,86
Gemeine Smaragdlibelle Cordulia aenea 7,84 36,36 60,47
Große Moosjungfer Leucorrhinia pectoralis 1,96 13,64 13,95
häufige Arten mit Korrelation zur Ausbildung der Schwimm- und Tauchvegetation
Gemeine Binsenjungfer Lestes sponsa 45,10 68,18 79,07
Winterlibelle Sympecma fusca 45,10 63,64 86,05
Becher-Azurjungfer Enallagma cyathigerum 76,47 68,18 100,00
Große Königslibelle Anax imperator 60,78 59,09 88,37
Kleine Königslibelle Anax parthenope 43,14 40,91 69,77
Vierfleck Libellula quadrimaculata 70,59 72,73 97,67
negative Korrelation zur Ausbildung der Schwimm- und Tauchvegetation
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 31,37 22,73 6,98
22
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Gesamtdurchschnitt
[116]
nicht
vorhanden
[41]
nur Algenwatten
[10]
kleinflächig,
artenarm
[22]
großflächig,
artenarm
[32]
großflächig,
artenreich
[11]
Artenzahl
Anteil Rote-Liste-Arten
Abb. 127 Durchschnittliche Artenzahlen der untersuchten Stillgewässer in Bezug auf die Ausbildung der Schwimmund
Tauchvegetation
(Stichprobenzahl in Klammern)
Chara-Rasen
Bei den Geländeerfassungen war aufgefallen, dass Gewässer mit Chara-Rasen (Armleuchteralgen) in
der Regel auch als Libellenlebensraum von besonderer Bedeutung sind. Die Ermittlung der
durchschnittlichen Artenzahlen der Gewässer mit und ohne Chara bestätigt diese Beobachtung (Abb.
128), womit auch Chara-Rasen eine Indikatorfunktion in Bezug auf den naturschutzfachlichen Wert
eines Gewässers für Libellen haben. Großflächige submerse Chara-Rasen sind zum einen strukturell
für Libellen bedeutsam (insbesondere als Larvenlebensraum), zum anderen zeigen Armleuchteralgen
für Libellen günstige Habitatbedingungen an (Nährstoffarmut, klares Wasser).
In Bezug auf die Artstetigkeiten zeigen zahlreiche naturschutzfachlich wertvolle Libellenarten an
Chara-Gewässern eine höhere Stetigkeit als an den Chara-freien Gewässern, was ebenfalls für den
249

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
hohen naturschutzfachlichen Wert der Chara-Gewässer spricht. Ein besonders deutlicher
Zusammenhang zwischen dem Auftreten von Chara und dem Artvorkommen besteht bei der Großen
Moosjungfer (Leucorrhinia pectoralis). Sie erreicht an Chara-Gewässern (n = 31) eine Stetigkeit von
22,6 % (7 Vorkommen) und an Gewässern ohne Chara (n = 85) nur 3,5 % (3 Vorkommen).
20
18
16
14
12
10
8
Artenzahl
Anteil Rote-Liste-Arten
6
4
2
0
Gesamtdurchschnitt
[116]
nicht
vorhanden [85]
vorhanden [31]
Abb. 128 Durchschnittliche Artenzahlen an Stillgewässern mit und ohne Chara-Rasen
(Stichprobenzahl in Klammern)
Moor- und Sumpfinitiale
Der in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft seltene Biotoptyp ‘Niedermoorinitiale und Sümpfe’ ist
insbesondere bei großflächiger Ausbildung im Zusammenhang mit zumindest temporären Gewässern
als Libellenhabitat für einige Arten von Bedeutung (Tab. 109). Die Artengruppe beinhaltet neben
Moorarten auch thermophile Fließwasserarten durch deren Präferenz von (Quell-)Sümpfen (Orthetrum
coerulescens, Sympetrum pedemontanum). Mit Ausnahme von Sympetrum danae haben alle Arten
der Gruppe einen Gefährdungsstatus.
Tab. 109 Libellenarten mit Präferenz von Moor- und Sumpfinitialen
(Stetigkeit des Auftretens an den untersuchten Stillgewässern in %)
Art
Moor- und Sumpfinitiale
(Stichprobenzahl)
nicht vorhanden
(97)
kleinflächig
vorhanden (7)
großflächig
vorhanden (12)
Torf-Mosaikjungfer Aeshna juncea 1,03 14,29 25,00
Gefleckte Smaragdlibelle Somatochlora flavomaculata 0,00 0,00 33,33
Kleiner Blaupfeil Orthetrum coerulescens 12,37 42,86 58,33
Gefleckte Heidelibelle Sympetrum flaveolum 10,31 57,14 58,33
Gebänderte Heidelibelle Sympetrum pedemontanum 9,28 28,57 41,67
Schwarze Heidelibelle Sympetrum danae 31,96 85,71 100,00
Gewässer mit Moor- und Sumpfinitalen sind im Mittel deutlich artenreicher als solche ohne. Die
durchschnittliche Anzahl gefährdeter Arten ist doppelt so hoch (Abb. 129). Moor- und Sumpfinitiale an
Gewässern zeigen damit einen hohen naturschutzfachlichen Wert für Libellen an (Indikatorfunktion).
250

Ergebnisse und Diskussion
22
20
18
16
14
12
10
Artenzahl
Anteil Rote-Liste-Arten
8
6
4
2
0
Gesamtdurchschnitt
[116]
nicht
vorhanden [97]
vorhanden [19]
Abb. 129 Durchschnittliche Artenzahlen an Stillgewässern mit und ohne Moor- und Sumpfinitialen
(Stichprobenzahl in Klammern)
Vegetationsarme Flachufer/Pionierflachgewässer
Die Libellenarten in Tab. 110 zeigen eine deutliche Habitatpräferenz für vegetationsarme Flachufer
oder Pionierflachgewässer. Am stärksten ist die Bindung an solche Habitate bei der Kleinen
Pechlibelle (Ischnura pumilio). Sie besiedelt neben den jungen Tagebaugebieten auch Lebensräume
alter Sukzessionsstadien, in denen Pionierflachgewässer durch Fahrzeuge (Panzerfahrstrecken in der
Goitsche) oder Wildschweine (Suhlen im NSG ‘Schlauch Burgkemnitz’) neu entstehen. Aktuell kommt
die Art an zahlreichen vegetationsarmen Flachufern von in Flutung befindlichen Tagebaurestseen vor,
hier insbesondere im Bereich von Spülwassertümpeln. Auch der Südliche Blaupfeil (Orthetrum
brunneum) zeigt eine deutliche Bindung an vegetationsarme Pionierstadien, präferiert jedoch Rinnsale
und kommt nur ausnahmsweise an den in Tab. 110 berücksichtigten Stillgewässern vor. Die meisten
Nachweise der in Mitteldeutschland als Vermehrungsgast auftretenden Frühen Heidelibelle
(Sympetrum fonscolombei) betreffen vegetationsarme Flachufer größerer Stillgewässer. Im
Untersuchungsraum bevorzugt die Art offensichtlich frühe Sukzessionsstadien der
Bergbaurestgewässer.
Tab. 110 Libellenarten mit Bindung an vegetationsarme Flachufer oder Pionierflachgewässer
(Stetigkeit des Auftretens an den untersuchten Stillgewässern in %; herausragende Werte grau hinterlegt)
Art
veg.arme Flachufer/Pionierflachgewässer
(Stichprobenzahl)
nicht vorhanden
(81)
vorhanden
(35)
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 4,94 57,14
Plattbauch Libellula depressa 6,17 20,00
Südlicher Blaupfeil Orthetrum brunneum 0,00 8,57
Frühe Heidelibelle Sympetrum fonscolombei 3,70 20,00
Fischvorkommen
Im Hinblick auf das Vorhandensein von Fischen in Gewässern ist ein Einfluss auf die bodenständige
Libellenfauna zu erwarten, da Fische Fressfeinde der Libellenlarven sind. Die Empfindlichkeit der
Arten gegenüber Fischfraß ist unterschiedlich. Als besonders empfindlich gelten Arten der Gattung
Leuccorhinia (Moosjungfern), die in größerer Zahl nur an fischfreien Gewässern reproduzieren (zu
Kleiner und Großer Moosjungfer - Leuccorhinia dubia, Leuccorhinia pectoralis vgl. STERNBERG &
BUCHWALD 2000). Die Untersuchungen an den Bergbaurestgewässern betätigen dies, da 21 der
insgesamt 22 Nachweisorte von Leucorrhinia-Arten fischfrei waren.
Neben den Moosjungfern zeigen insbesondere die charakteristischen Arten der Flachgewässer und
Flachwasserbereiche höhere Stetigkeiten bei dem Habitatmerkmal ‘fischfrei’, da in deren bevorzugten
251

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Reproduktionsbereichen durch die oft temporäre Wasserführung Fische nicht dauerhaft leben können.
Bei diesen Arten ist die Fressempfindlichkeit der Larven gegenüber Fischen wahrscheinlich nicht
vordergründig.
Ein negativer Einfluss auf Gesamtartenzahlen und Anzahlen von Rote-Liste-Arten durch
Fischvorkommen ist aus den erhobenen Daten nicht abzuleiten. Hier liegen die Mittelwerte der
Gewässer mit Fischen (n = 29) sogar etwas über dem Gesamtdurchschnitt, während die
durchschnittlichen Artenzahlen der ganz oder in größeren Bereichen fischfreien Gewässer (n = 87)
etwas geringer sind. Letztendlich hängt von der Vegetationsdichte in einem Fischgewässer ganz
entscheidend ab wie stark die Fische als Fressfeinde der Libellenlarven wirksam werden können.
Umgebung (Landschaftsalter)
Bei den in der Tab. 111 aufgelisteten Libellenarten hat die umgebende (an das Gewässer
angrenzende) Landschaft offensichtlich einen Einfluss auf das Artvorkommen. Die Arten der ersten
Gruppe bevorzugen die Untersuchungsgewässer mit bewaldeter Umgebung. Sie kennzeichnen damit
gleichzeitig Gewässer ausgesprochen fortgeschrittener Sukzessionsstadien, da umwaldete Gewässer
nur in den Altbergbaugebieten vorkommen. Fast alle Arten dieser Gruppe haben einen oder den
einzigen Verbreitungsschwerpunkt im walddominierten Naturraum der Dübener Heide. Damit wird die
Artengruppe sehr stark von der regionalen Verbreitung der Arten, insbesondere von der
naturräumlichen Besonderheit der Dübener Heide (vgl. HUTH 2000) bestimmt. Es fällt jedoch auf,
dass ein Teil der Arten (Platycnemis pennipes, Erythromma najas, Aeshna juncea, Leucorrhinia dubia,
Leucorrhinia pectoralis) nur noch in der Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen ein weiteres
Schwerpunktvorkommen hat, der einzigen Region außerhalb der Dübener Heide, in der auch alte
Restgewässer mit bewaldeter Umgebung zu finden sind. Zu den Arten, die alte Gewässer in
waldreicher Umgebung bevorzugen, gehören mit hoher Wahrscheinlichkeit neben den benannten
auch Blauflügel-Prachtlibelle (Calopteryx virgo), Zweigestreifte Quelljungfer (Cordulegaster boltoni),
Gefleckte Smaragdlibelle (Somatochlora flavomaculata), Sumpf-Heidelibelle (Sympetrum
depressiusculum) und Nordische Moosjungfer (Leucorrhinia rubicunda). Auf Grund der geringen
Nachweiszahl ist die Stetigkeitsverteilung dieser Arten nicht aussagefähig. In der zweiten Artengruppe
(Tab. 111) zeigen Kleine Pechlibelle (Ischnura pumilio) und Frühe Heidelibelle (Sympetrum
fonscolombei) eine Bevorzugung von gehölzfreien (-armen) Offenlandlebensräumen im
Gewässerumfeld. Diese Präferenz steht im Zusammenhang mit der bevorzugten Bindung an
vegetationsarme Flachgewässer (Flachwasserbereiche) früher Sukzessionsstadien (siehe oben). Das
Kleine Granatauge (Erythromma viridulum) bevorzugt frühe (vegetationsarme) Sukzessionsstadien in
der Gewässerumgebung nicht (vergleichbar hohe Stetigkeit im Halboffenland), zeigt aber eine
Meidung der Gewässer mit bewaldeter Umgebung.
Tab. 111 Stetigkeit von Libellenarten an Stillgewässern (in %) in Abhängigkeit von der Umgebung
Art
Umgebung
(Stichprobenzahl)
Offenland (max.
Einzelgehölze)
(12)
Arten mit Tendenz zu bewaldeter Umgebung (Bevorzugung alter Sukzessionsstadien)
Halboffenland
(86)
überwiegend
Wald/Forst
(18)
Weidenjungfer Lestes viridis 0,00 12,79 38,89
Federlibelle Platycnemis pennipes 0,00 10,47 50,00
Frühe Adonislibelle Pyrrhosoma nymphula 0,00 19,77 50,00
Fledermaus-Azurjungfer Coenagrion pulchellum 0,00 15,12 27,78
Speer-Azurjungfer Coenagrion hastulatum 0,00 1,16 22,22
Großes Granatauge Erythromma najas 0,00 6,98 44,44
Kleine Mosaikjungfer Brachytron pratense 8,33 29,07 55,56
Torf-Mosaikjungfer Aeshna juncea 0,00 4,65 5,56
Blaugrüne Mosaikjungfer Aeshna cyanea 8,33 18,60 50,00
Braune Mosaikjungfer Aeshna grandis 0,00 10,47 44,44
Gemeine Smaragdlibelle Cordulia aenea 0,00 29,07 72,22
Glänzende Smaragdlibelle Somatochlora metallica 0,00 4,65 22,22
Kleine Moosjungfer Leucorrhinia dubia 0,00 6,98 16,67
Große Moosjungfer Leucorrhinia pectoralis 0,00 6,98 22,22
Arten mit Tendenz zu offener Umgebung
Kleine Pechlibelle Ischnura pumilio 41,67 22,09 0,00
Kleines Granatauge Erythromma viridulum 33,33 34,88 5,56
Frühe Heidelibelle Sympetrum fonscolombei 16,67 9,30 0,00
252

Ergebnisse und Diskussion
4.1.3.6 Vergleichende Untersuchungen zur Fauna von Forsten und Pionierwäldern auf
Tagebauhalden
4.1.3.6.1 Untersuchungen zur Kleinsäuger- und Laufkäferfauna von Forsten und
Pionierwäldern auf Tagebauhalden
(Hans-Markus Oelerich & Franz Tieze)
Zum Vergleich spontaner und rekultivierter Gehölzbestände auf Tagebauhalden wurden im Bereich
des Geiseltales auf der Halde Blösien und der Halde Pfännerhall faunistische Untersuchungen
durchgeführt. Im Herbst 2000 und 2001 wurden Kleinsäuger erfasst (Methode siehe Kap. 2.9.1),
zudem wurden bodenlebende Wirbellose an sieben Standorten mit Bodenfallen untersucht (Standzeit
der Bodenfallen: Halde Blösien 30.03.01 - 29.10.01, Halde Pfännerhall 20.04.00 - 27.04.01, Methode
siehe Kap. 2.9.6). Tab. 112 gibt einen Überblick über die registrierten Kleinsäugerarten. Anlage 13
sind die Laufkäferartenlisten der einzelnen Standorte zu entnehmen.
Tab. 112 Kleinsäugerfänge auf Haldengehölzen im Bereich des Geiseltales
Legende: RL-LSA 3 = Art gilt in Sachsen-Anhalt als gefährdet; Datumsangaben = Fallenfangnächte, Kürzel in
Klammern = Standortabkürzung; * = aus Bodenfallen
Rötelmaus
Clethrionomys
glareolus
Feldmaus
Microtus arvalis
Gelbhalsmaus
Apodemus flavicollis
Waldmaus
Apodemus sylvaticus
Zwergspitzmaus
Sorex minutus
RL-LSA 3
Waldspitzmaus
Sorex araneus
Halde Blösien
Alter Robinien-/Pappelforst, ca. 40 Jahre alt (BL05)
25. - 28.10.2000 11 - 1 - - -
12. - 15.10.2001 11 6 4 - 1 -
22 6 5 - 1 -
Junger Robinienpionierwald, ca. 25 Jahre alt (BL04)
25. - 28.10.2000 5 1 - 5 - -
12. - 15.10.2001 12 11 3 1 - -
17 12 3 6 - -
Junger, relativ strukturloser Birkenpionierwald, ca. 20 Jahre alt (BL01)
25. - 28.10.2000 - - - - - -
12. - 15.10.2001 1 3 - - - -
1 3 - - - -
Halde Pfännerhall
Strukturreicher alter Pappelforst, ca. 50 Jahre alt (PH05)
05. - 08.10.2000 8 - - - 3* -
15. - 18.10.2001 25 4 1 1 - 1
33 4 1 1 3* 1
Alter Robinienforst, ca. 50 Jahre alt (PH04)
05. - 08.10.2000 - - 2 1 - -
15. - 18.10.2001 10 - 10 2 - -
10 - 12 3 - -
Birken-Pappel-Pionierwald (auf abgebrannter Pappelpflanzung), ca. 25 Jahre alt (PH01)
05. - 08.10.2000 2 - 1 2 2* -
15. - 18.10.2001 24 - 1 6 - -
26 - 2 8 2* -
In Abb. 130 werden die Kleinsäugerarten und -individuen der sechs Standorte vergleichend
dargestellt. Die Untersuchungsgebiete wurden dabei nach ihrem Alter geordnet.
Ein auf der Halde Blösien untersuchter junger Birkenpionierwald auf trockenem Standort (Abb. 130:
unterster Balken) zeigte mit zwei Arten (Rötel- u. Feldmaus) in nur 4 Individuen die ärmste
253

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Kleinsäugerzönose. Dieser lichte Vorwald besitzt nur eine lückige Krautschicht und bietet den Mäusen
somit kaum Nahrung und Schutz.
Vier der untersuchten Standorte sind in ihrer Arten- und Individuenzahl sehr ähnlich (siehe Abb. 130:
vier mittlere Balken; 3 - 4 Arten, 20 - 40 Individuen), zeigen aber Unterschiede in der
Artenzusammensetzung. Die häufigste Art ist auf fast allen Flächen die Rötelmaus. (Auch bei
Untersuchungen von JESSAT et al. (1990) in Sanddornbeständen auf der Halde Phönix Ost
[Braunkohlenbergbaufolgelandschaft südlich Leipzig] war die Rötelmaus die mit Abstand häufigste
Art.) Die Feldmaus ist jedoch auf der Halde Blösien deutlich häufiger (BL01: 3 Ind., BL04: 12 Ind.,
BL05: 6 Ind.) als auf der Halde Pfännerhall (PH05: 4 Ind.). Dies liegt zum einen daran, dass die Halde
Blösien einen größeren Anteil offener Gras-Kraut-Fluren besitzt, die Halde Pfännerhall dagegen
überwiegenden gehölzbestanden ist. Zum anderen ist die Halde Blösien zumeist von offener Ackerflur
umgeben, aus der sicherlich viele Feldmäuse einwandern. In den Untersuchungsflächen der Halde
Pfännerhall erreichten dementsprechend gehölzliebenden Arten wie die Gelbhalsmaus höhere
Abundanzen.
Die Waldmaus wird von HALLE (1990) nach Untersuchungen auf Halden westlich Köln als eine
Pionierart bezeichnet, die schon im 2. Jahr nach Aufforstung stabile Populationen bildet. Bei den
Fängen auf den Halden Blösien und Pfännerhall wurde sie nur in relativ geringer Individuenzahl
erfasst. Sie tritt aber auch hier vor allem in jüngeren Beständen (ca. 25jährige Pionierwälder) auf.
PH05: alter Pappelforst
(50 J.)
PH04: alter Robinienforst
(50 J.)
BL05: alter Robinien-
Pappelforst (40 J.)
BL04: junger Robinienpionierwald
(25 J.)
PH01: Pappel-Birkenpionierwald
(25 J.)
BL01: junger Birkenpionierwald
(20 J.)
6 5 4 3 2 1 10 20 30 40 50
Kleinsäugerfauna Artenzahl
Individuenzahl
Abb. 130 Arten- und Individuenzahlen der Kleinsäugerfauna unterschiedlicher Haldengehölze im Bereich des
Geiseltales.
Legende: 20 - 50 J. = ungefähre Altersangaben in Jahren; die untersuchten Standorte wurden nach ihrem Alter
sortiert dargestellt
Die größte Arten- und Individuenzahl der untersuchten Gehölze erreicht ein etwa 50-jähriger
Pappelwald (auf der Halde Pfännerhall), der eine gut entwickelte Krautschicht mit hoher Deckung
besitzt. Die Kleinsäugerfauna besteht hier aus insgesamt 6 Arten, wobei jedoch die Rötelmaus mit fast
80 % der Individuen die dominante Art darstellt. Es treten auch Zwerg- und Waldspitzmaus auf, die
hier von den Gangsystemen der wühlenden Mäuse profitieren.
Die Untersuchung der Kleinsäugerfauna dieser zwei unterschiedlichen Halden im Bereich des
Geiseltales lassen nur schwer generelle Schlussfolgerungen zum Vergleich der Kleinsäugerfauna von
Pionierwäldern und angepflanzten Forsten zu. Die Pionierwälder, wie sie in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft zu finden sind, sind sehr vielfältig und stark von Alter,
Bodensubstrat und Feuchteverhältnissen abhängig. Es werden bei den genannten Ergebnissen
jedoch folgende Tendenzen deutlich:
• Junge Pionierwälder, ohne gut entwickelte Gras- und Krautschicht, beherbergen eine arten- und
individuenarme Kleinsäugerzönose.
• Je älter und damit strukturreicher die Haldengehölze sind, desto arten- und individuenreicher ist
die Kleinsäugerzönose; dies gilt sowohl für die spontanen Gehölze, als auch für die Forste.
254

Ergebnisse und Diskussion
• Die Kleinsäugerfauna von Haldengehölzen ist stark von der Gesamtstruktur der Halden abhängig.
Hohe Strukturvielfalt (offene Gras-Kraut-Fluren neben Pionierwäldern und Forsten) führt dabei
auch zur Artenvielfalt der Fauna.
Auf den selben Flächen, auf denen die Kleinsäuger untersucht wurden, konnte mit Hilfe von
Bodenfallen die Laufkäferfauna erfasst werden (Artenlisten siehe Anlage 13). Die folgenden
Abbildungen (Abb. 131, Abb. 132 und Abb. 133) ermöglichen einen Vergleich der Arten- und
Individuenzahlen sowie der Anzahl Roter-Liste-Arten der unterschiedlichen Gehölzbereiche. Die
Untersuchungsgebiete werden dabei nach ihrem Alter geordnet dargestellt.
In den beiden Abbildungen Abb. 131 und Abb. 132 zeigt sich deutlich, dass sowohl die Laufkäferarten
als auch die -individuenzahlen mit dem Alter der Haldengehölze abnehmen. Die höchste Artenzahl
wird in dem bereits oben erwähnten lichten, hinsichtlich der Vegetation arten- und strukturarmen
Birkenvorwald trockenen Standortes auf der Halde Blösien erreicht. Die Artenvielfalt resultiert dabei
vor allem aus der Mosaikstruktur des Gehölzhabitates (offene Rohbodenflächen, lockere Gras-Kraut-
Fluren, Birken), der auch eine Kombination aus gehölzbewohnenden Laufkäfern und solchen des
Offenlandes entspricht.
PH05: strukturreicher
alter Pappelforst (50 J.)
PH04: alter Robinienforst
(50 J.)
BL05: alter Robinien-
Pappelforst (40 J.)
PH01: Pappel-Birkenpionierwald
(25 J.)
BL04: junger Robinienpionierwald
(25 J.)
BL03: junger Birkenpionierwald
(20 J.)
BL01: junger Birkenpionierwald
(20 J.)
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Laufkäferarten
Abb. 131 Artenzahl der Laufkäferfauna unterschiedlicher Haldengehölze im Bereich des Geiseltales
Legende: 20 - 50 J. = ungefähre Altersangaben in Jahren
PH05: strukturreicher
alter Pappelforst (50 J.)
PH04: alter Robinienforst
(50 J.)
BL05: alter Robinien-
Pappelforst (40 J.)
PH01: Pappel-Birkenpionierwald
(25 J.)
BL04: junger Robinienpionierwald
(25 J.)
BL03: junger Birkenpionierwald
(20 J.)
BL01: junger Birkenpionierwald
(20 J.)
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500
Laufkäferindividuen
Abb. 132 Individuenzahlen der Laufkäferfauna unterschiedlicher Haldengehölze im Bereich des Geiseltales
Legende: 20 - 50 J. = ungefähre Altersangaben in Jahren
255

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Da die Halde Blösien generell eine hohe Strukturvielfalt aufweist, sind auch hier die artenreichsten
Laufkäferzönosen zu finden (BL01, BL02, BL04). Wie Abb. 133 deutlich macht, treten an diesen
Standorten auch vergleichsweise viele gefährdeten Laufkäferarten auf. Mit Leistus spinibarbis (BL01:
1 Ind.) und Harpalus atratus (BL01: 2 Ind., BL04: 2 Ind.) konnten zwei in Sachsen-Anhalt stark
gefährdete Arten trocken-warmer Habitate erfasst werden.
PH05: strukturreicher
alter Pappelforst (50 J.)
PH04: alter Robinienforst
(50 J.)
BL05: alter Robinien-
Pappelforst (40 J.)
PH01: Pappel-Birkenpionierwald
(25 J.)
BL04: junger Robinienpionierwald
(25 J.)
BL03: junger Birkenpionierwald
(20 J.)
BL01: junger Birkenpionierwald
(20 J.)
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Anzahl gefährdeter Laufkäferarten (RL LSA, RL BRD)
Abb. 133 Anzahl gefährdeter Laufkäferarten unterschiedlicher Haldengehölze im Bereich des Geiseltales
Legende: 20 - 50 J. = ungefähre Altersangaben in Jahren, RL LSA = Rote Liste Land Sachsen-Anhalt, RL BRD
=Rote Liste Deutschland
Betrachtet man die ökologischen Artengruppen der Laufkäfer beider Halden, so findet man auf der
Halde Pfännerhall Waldarten mit etwa 30 % etwas häufiger als auf Blösien mit 21 %. Carabiden
trocken-warmer Habitate waren jedoch auf der Halde Blösien deutlich häufiger (Blösien: ca. 35 %,
Pfännerhall ca. 15 %). Zudem konnten in beiden Untersuchungsgebieten eine Reihe euryöker und
einzelne feuchteliebende Arten erfasst werden.
Die Ergebnisse der Untersuchungen zur Laufkäferfauna unterschiedlicher Haldengehölze können
folgendermaßen zusammengefasst werden:
In jungen Pionierwäldern trockener Standorte besteht die Laufkäferfauna (bedingt durch die Habitatbzw.
Vegetationsstruktur) aus einer Mischung von xerophilen und euryöken Offenlandarten sowie
Arten der Gehölzhabitate. Es kommt hier dementsprechend zu hohen Artenzahlen. Da in Sachsen-
Anhalt eine Reihe von Carabidenarten des Offenlandes und speziell der Pionierfluren zu den
gefährdeten Laufkäfern zählen, finden sich in jungen Pionierwäldern auch eine relativ große Zahl
Roter-Liste-Arten.
Mit zunehmendem Alter der Gehölze nimmt sowohl die Carabidenarten- als auch die Individuenzahl
ab. Dies liegt zum einen daran, dass xerophile Arten und Arten des Offenlandes aus der Zönose
verschwinden. Zum anderen kann der Raumwiderstand durch eine dichte Krautschicht (z.B. in älteren
Pappelforsten) so hoch sein, dass Arten die Habitate meiden. Es ist dabei wahrscheinlich unerheblich,
ob es sich bei den Gehölzbeständen um Sukzessionswälder oder Forste handelt.
Sowohl bei den Untersuchungen der Kleinsäuger, als auch bei den Laufkäferfängen zeigte sich, dass
Arten- und Individuenzahlen dieser Tiergruppen in Gehölzbeständen weniger von der
Entstehungsgeschichte der Habitate (Sukzession bzw. Anpflanzung) abhängen, als vielmehr von
deren Alter. Mit zunehmendem Alter werden die Haldengehölze dichter und schattiger, zumeist findet
sich in älteren Gehölzen eine gut ausgebildete Krautschicht und das Mikroklima ist ausgeglichener
bzw. weniger xerotherm geprägt, als in jungen Haldenpionierwäldern. Die Kleinsäugerzönosen alter
Bestände sind individuenreicher, mit einem erwartungsgemäß höheren Anteil an Waldarten. Bei den
Laufkäfern nimmt jedoch Arten- und Individuenzahl mit dem Alter der Gehölze ab, junge Pionierwälder
beherbergen dabei mehr gefährdete Arten.
256

Ergebnisse und Diskussion
4.1.3.6.2 Avizönosen der Haldengehölze des Geiseltales
(Jörg Huth)
Datengrundlage bilden vor allem die aktuellen Siedlungsdichte-Untersuchungen auf den Halden
Blösien und Pfännerhall (2000 und 2001) im Rahmen des FLB (detaillierte Ergebnisse siehe Anlage
16) sowie sporadische Geländerfassungen im Bereich der Halde Klobikau. Umfassende
Vorkenntnisse zur Avifauna der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft des Geiseltales bestehen durch
SCHULZE (1997). Zum Vergleich und zur Ergänzung wurden Erkenntnisse zur Vogelbesiedlung von
Bergbaugehölzen des Bitterfelder Raumes (EPPERT 1989) herangezogen.
Charakteristisches Artenspektrum
Die Haldengehölze der Region Geiseltal werden durch überwiegend alte Robinien-Pappelforste
dominiert (z.T. > 60 Jahre), die an Böschungen schon seit Jahrzehnten keiner forstlichen
Beeinflussung unterliegen. In den Forstflächen der Plateaus (z.B. Klobikau, Pfännerhall) wurden z.T.
standortgerechte Laubhölzer unter Schirm vorangebaut. Bereichsweise haben sich auf ehemaligen
Offenlandstandorten (militärische Nutzung, Brandflächen) dichte Pionierwälder aus Birken und
Pappeln entwickelt. Große Teile der Plateaus der Halden Blösien und Klobikau werden von
strukturreichem Offen- und Halboffenland aus Gras-Kraut-Fluren und Gebüschen eingenommen.
Die Zusammensetzung der Avizönose von Pappel- und Robinienforsten wird durch Alter und Struktur
des Bestandes bestimmt. In der Regel sind reine Pappelforste deutlich struktur- und damit artenärmer
als Robinienforste und Pappel-Robinien-Mischforste. Struktur- und Artenreichtum nehmen mit dem
Alter der Bestände zu.
Charakteristisch für dichte, junge Robinienbestände (vgl. EPPERT 1989) und junge bis mittelalte
Pionierwälder (Plateaus Pfännerhall und Blösien) ist eine hohe Dominanz des Fitislaubsängers.
Ansonsten sind die jungen (geschlossenen) Pionierwälder äußerst arten- und individuenarm und aus
Sicht der Brutvögel naturschutzfachlich von nur geringer Bedeutung. Wechseln sich Pionierwälder
mosaikartig mit Offenlandbereichen ab, kommen Goldammer und Baumpieper als weitere häufige
Arten hinzu, und es können wertbestimmende Brutvogelarten des Offenlandes auftreten (z.B.
Neuntöter, Raubwürger).
In jungen bis alten, mehr oder weniger strukturarmen Pappel- und Robinienforsten kommen Amsel,
Baumpieper, Blaumeise, Buchfink, Eichelhäher, Fitis, Gartengrasmücke, Goldammer, Kohlmeise,
Mönchsgrasmücke, Pirol, Ringeltaube und Zilpzalp regelmäßig vor. Für mittelalte bis alte Pappelforste
besonders charakteristisch ist das hochstete Auftreten des Pirols. FLADE (1994) gibt als mögliche
Leitarten für Pappelforste Pirol, Heckenbraunelle und Nachtigall an. Alle drei Arten weisen auf den
Halden des Geiseltales zahlenstarke Brutbestände auf, was auf eine gute habitatstrukturelle
Ausstattung der Haldenforste hinweist.
Bereiche mit dichter Strauchschicht (gepflanzt oder in alten unbeeinflussten Forsten durch
Sukzession) oder gebüschreiche Forstränder bevorzugen Gartengrasmücke, Gelbspötter, Grünfink,
Heckenbraunelle, Klappergrasmücke, Mönchsgrasmücke, Nachtigall und Turteltaube. Von diesen
Arten können Mönchsgrasmücke und Nachtigall in strauchreichen Halden-Mischforsten extrem hohe
Abundanzen erreichen (z.B. Halde Blösien). Die Gebüscharten können auch in dichten
Robinienjungwüchsen in größerer Abundanz vorkommen (EPPERT 1989).
Brutvogelarten, die das Altersstadium von Pappel- und Robinien-(Misch)forsten kennzeichnen, sind
Feldsperling, Gartenbaumläufer, Gartenrotschwanz, Grauschnäpper, Kernbeißer, Kleiber,
Schwanzmeise, Star und Zaunkönig. Auch Heckenbraunelle, Rotkehlchen und Singdrossel
bevorzugen alte Forste, kommen aber auch in jüngeren vor. Alte, höhlenreiche Bestände sind
Lebensraum mehrerer Spechtarten, von denen Grünspecht und Wendehals für die Forste der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft besonders charakteristisch sind (daneben Buntspecht, lokal
Grauspecht und Schwarzspecht). Der gefährdete Wendehals bevorzugt Gehölze am Rande
strukturreicher Offen- und Halboffenlandbereiche und kommt auf den Halden des Geiseltales z.T. in
relativ hoher Dichte vor.
Alte, strukturreiche und sekundär forstlich unbeeinflusste Haldenforste können sehr arten- und
individuenreich sein und Gesamtabundanzen erreichen, die noch über der mittleren Gesamtdichte von
den als Waldtyp vogelreichsten Hartholzauenwäldern liegen (z.B. Nordböschung Halde Pfännerhall).
Dies spricht für den hohen avifaunistischen Wert solcher Bestände.
257

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Die als Waldinseln mit altem Baumbestand in der waldarmen Agrarlandschaft gelegenen Halden des
Geiseltales sind bedeutende Greifvogelbrutplätze. Charakteristische Arten sind Rotmilan,
Schwarzmilan, Mäusebussard und Turmfalke sowie als weitere Großvogelarten Kolkrabe und
Waldohreule. Bevorzugte Horstbäume der Greifvögel sind alte Pappeln.
Wertvolle Vogellebensräume sind auch die offenen und halboffenen Plateauflächen der Halden,
insbesondere die Bereiche mit Einzelgebüschen oder Gebüschkomplexen von Dornsträuchern (z.B.
Ostteil Halde Klobikau, Nord- und Ostplateau Halde Blösien). Mehrere gefährdete und
wertbestimmende Offenlandarten sind hier Brutvogel. Hohe Siedlungsdichten erreichen Grauammer,
Braunkehlchen und Neuntöter. Diese Arten zeigen eine starke Bindung an Sitzwarten, was besonders
die hohe Brutpaarkonzentration der Grauammer entlang des Zaunes des ehemaligen Militärgeländes
auf der Halde Klobikau zeigt. Komplexe wärmeexponierte Gebüsche werden von der
Sperbergrasmücke besiedelt (z.B. Plateau Blösien). Vereinzelt tritt der Raubwürger als Brutvogel auf
(z.B. Halde Klobikau).
Vermutlich besteht auch eine Beziehung zwischen den Robiniengehölzen der Halden und den
Brutplätzen des Bienenfressers im Tagebaurestloch Mücheln. Die blühenden Robinien mit ihrer
Attraktivität auf Bienen sind für den Bienenfresser zu Beginn der Brutzeit offenbar ein wichtiges
Nahrungshabitat (SCHULZE mdl. Mitt.).
Grundsätze zur naturschutzfachlichen Bewertung von Haldengehölzen
• Der naturschutzfachliche Wert von Forsten und Wäldern auf Kippen und Halden wird weniger
durch das Vorkommen einzelner naturschutzfachlich bedeutender Arten als vielmehr durch die
Ausbildung und Komplexität der gesamten Avizönose bestimmt. Wertbestimmend ist eine
hohe Artenzahl und eine hohe Gesamtabundanz.
• Wertbestimmend ist des Weiteren eine hohe Greifvogel- bzw. Horstdichte insgesamt,
insbesondere jedoch das Auftreten gefährdeter Greifvogelarten (Rotmilan, Schwarzmilan,
sporadisch Baumfalke und Wespenbussard).
• Wertbestimmend in Bezug auf komplexe Lebensräume aus altem Baumbestand und
strukturreichem Offenland ist das Auftreten von Wendehals (insbesondere bei hoher Abundanz),
Grünspecht und Grauspecht.
• Wertbestimmend im Hinblick auf eine artenreiche Laubwaldzönose und eine strukturreiche
Bestandsausbildung ist das Auftreten kennzeichnender Arten des Altersstadiums (insbesondere
Gartenbaumläufer, Gartenrotschwanz, Grauschnäpper, Kleiber, Schwanzmeise) oder eine hohe
Abundanz solcher Arten (Kernbeißer, Star, Zaunkönig).
• Eine gutausgebildete Strauchschicht und/oder das Vorhandensein waldmantelartiger Forstränder
kennzeichnen hohe Abundanzen von Gebüschbrütern insbesondere von Gartengrasmücke,
Mönchsgrasmücke, Gelbspötter, Heckenbraunelle und Nachtigall.
• Gebüschreiche (insbesondere dornstrauchreiche), brachliegende Offen- und Halboffenländer der
Haldenplateaus sind Konzentrationsbereiche wertbestimmender Offenland-Brutvogelarten
(Neuntöter, Grauammer, Braunkehlchen, Schwarzkehlchen, Sperbergrasmücke, selten
Raubwürger).
Schlussfolgerungen
Unter Berücksichtigung der aufgeführten wertbestimmenden Aspekte haben sich bei den untersuchten
Haldengehölzen insbesondere die langzeitlich forstlich unbeeinflussten und ausgesprochen
strukturreichen Böschungsgehölze als artenreiche und naturschutzfachlich wertvolle Brutvogel-
Lebensräume herausgestellt, die eine Unterschutzstellung allein aus avifaunistischer Sicht
rechtfertigen. Die durch forstliche Maßnahmen aufgelichteten Forste (z.B. Plateau Halde Pfännerhall)
sind im Vergleich deutlich arten- und individuenärmer. Gleichfalls in hohem Maße schutzwürdig sind
die gebüschreichen Offenlandbereiche der Haldenplateaus.
Insgesamt sind in der Bergbauregion Geiseltal aus avifaunistischer Sicht die Halden Blösien und
Klobikau auf Grund ihrer Strukturvielfalt und wegen des gehäuften Vorkommens gefährdeter Arten
deutlich wertvoller als die übrigen Halden (Pfännerhall, Beuna, Großkayna).
Bezüglich der perspektivischen Nutzung gehölzbestandener Bergbauhalden sind folgende
Verallgemeinerungen zu treffen:
258

Ergebnisse und Diskussion
• Ausweisung großflächiger Prozessschutzflächen im Bereich naturschutzfachlich wertvoller Wald-
Offenland-Komplexe (z.B. gesamte Halde Blösien) oder kleinflächiger im Bereich wertvoller
Teilflächen (z.B. Nordböschung Halde Pfännerhall) möglichst in Kombination mit einem
geeigneten Schutzstatus (NSG)
• unbedingter Verzicht auf die Aufforstung der Offenlandbereiche auf den Haldenplateaus; auf
wertvollen Teilflächen (z.B. Ostteil Halde Klobikau) möglichst Erhalt des Offenlandcharakters
durch Pflege (z.B. Schafbeweidung)
• Begrenzung forstlicher Eingriffe (Durchforstung und Auflichtung für Voranbau) auf avifaunistisch
weniger wertvolle Teilflächen
• Verzicht auf eine touristische Erschließung wertvoller Haldenbereiche (z.B. Verzicht auf
Wanderwege und Aussichtspunkte auf der Halde Blösien)
• möglichst störungsarme Bejagung während der Vogelbrutzeit
4.2 Management von Entwicklungsprozessen
4.2.1 Initiierte Sukzessionsprozesse
Mittels Initialensetzungen soll auf Standorten, die z.B. auf Grund bergbautechnischer Anforderungen
rekultiviert werden müssen, eine naturnahe Vegetationsentwicklung eingeleitet oder beschleunigt
werden. Die angewandten Methoden (autochthone Mulchdecksaaten, Mähgutaufbringung,
Sodenschüttung) sollen herkömmliche Rekultivierungsverfahren und aufwendige Vor- und
Nachbehandlungen (Melioration, Pflege) ersetzen. Sie sollen eine nachhaltige Entwicklung
artenreicher Pflanzengesellschaften fördern, die optimal an den zu begrünenden Standort angepasst
sind.
Die Beurteilung des Erfolges der Initialensetzungen erfolgte anhand der mittleren und absoluten
Übertragungsraten der im Mähgut bzw. im Sodenmaterial enthaltenen Arten und der qualitativen
(SØRENSEN 1948) und quantitativen (MOTYKA et al. 1950) Ähnlichkeit zur jeweiligen Zielvegetation.
Zusätzlich wurden die absolute und mittlere Artenzahl, getrennt nach Arten aus dem Mähgut und aus
dem Diasporenfall, sowie die Deckung der Kraut- und Kryptogamenschicht angegeben.
Standardabweichungen wurden mit EXCEL 97 berechnet. Die auftretenden Arten wurden in
Anlehnung an FRANK & KLOTZ (1990) in acht Gruppen eingeteilt: Moose/Flechten; Gehölze;
Trockenrasenarten (Sedo-Scleranthetea); Halbtrockenrasenarten (Festuco-Brometea); Grünlandarten
(Molinio-Arrhenatheretea); Ruderal- und Segetalarten (v.a. Artemisietea); Saumarten (Trifolio-
Geranietea) sowie vereinzelt auftretende Arten anderer Pflanzengesellschaften (sonstige Arten).
4.2.1.1 Mähgutauftrag auf Böschungen
Die Wiederherstellung von Ökosystemen durch Ausbringung von Mähgut, der sogenannten Heusaat
oder Heublume, ist schon seit dem Mittelalter bekannt (PATZELT 1998). Das Diasporenpotenzial von
Schnittgut wurde in den letzten Jahren vermehrt für Renaturierungsmaßnahmen verwendet, so z.B.
bei der Renaturierung von Frischwiesen (BIEWER & POSCHLOD 1995), Kalkmagerrasen (MILLER &
PFADENHAUER 1997), Niedermoorwiesen (PATZELT 1998), Glatthaferwiesen (BOSSHARD 2000),
Sandmagerrasen (BANK et al. 2002), sowie in Steinbrüchen (TRÄNKLE 1999) und
Braunkohlentagebauen (KIRMER & MAHN 1996, BLUMRICH & WIEGLEB 1998).
Auf der Grundlage einer Standortanalyse und einer Prognose der spontanen Vegetationsentwicklung
wurde in den hier vorgestellten Versuchen Mähgut abgestimmter Zielgesellschaften (Arrhenatherion-,
Festuco-Sedetalia-, Festuco-Brometea-Gesellschaften) verwendet.
259

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4.2.1.1.1 Floristisch/vegetationskundliche Untersuchungen
(Anita Kirmer)
Beim Mähgutauftrag wurde das frische, diasporenreiche Schnittgut aus artenreichen
Pflanzengesellschaften des Umlandes mit einer Konzentration von 1 - 2 kg/m ² von Hand auf die
Flächen aufgebracht. Durch den Trocknungsprozess auf der Fläche haftete das Mähgut sehr gut auf
dem Untergrund, so dass keine weiteren Befestigungen notwendig waren. Für die trockenen, sauren,
nährstoffarmen und sandigen Substrate im Tagebau Goitsche wurden spontan entstandene
Sandtrockenrasen im Tagebau selbst ausgewählt und das Schnittgut auf einer Fläche von ca. 8 m
x 12 m verteilt (KIRMER et al. 2002). Auf den etwas nährstoffreicheren, schwach sauren bis neutralen,
sandig-lehmigen Schluffen im Tagebau Mücheln kam Mähgut aus basiphilen Halbtrockenrasen aus
dem FND Igelsberg auf einer Fläche von ca. 30 m x 30 m zum Einsatz (KIRMER et al. 2001). Für den
Lößstandort im Tagebau Roßbach wurde Mähgut aus trockenen Glatthaferwiesen aus dem NSG
Göttersitz (bei Bad Kösen) verwendet und in Zusammenarbeit mit der Anhaltinischen
Braunkohlesanierungsgesellschaft (ABS) vom 4.-5.9.2000 in drei Streifen (M - Abb. 135) mit einer
Menge von ca. 1 - 2 kg/m² und einer Schichtdicke von 5 - 10 cm aufgebracht (TISCHEW & KIRMER
2003). Auf allen gemähten Flächen wurden Gesamtartenlisten der auftretenden Pflanzenarten erstellt,
die zur Berechnung der Übertragungsraten herangezogen wurden.
Tab. 113 fasst die wichtigsten Standort- und Entwicklungsparameter der Versuchsböschungen in den
Tagebauen Goitsche, Mücheln und Roßbach zusammen. In Abhängigkeit von der Besiedelbarkeit des
Standortes stiegen die Übertragungsraten, d.h. der Arten, die aus dem Mähgut keimen und sich
etablieren konnten: Im Tagebau Goitsche (sauer, trocken) und im Tagebau Mücheln (mäßig sauer,
trocken) lagen sie bei ca. 50 % und im Tagebau Roßbach, auf dem für eine Besiedlung günstigsten
Substrat, bei ca. 70 %. Eine Übertragungsrate von ca. 70 % konnte auch bei Mähgutbegrünungen an
natürlichen Standorten mit Spenderpopulationen aus Arrhenatherion-Gesellschaften erzielt werden
(MOLDER 1995).
Tab. 113 Standörtliche Charakterisierung und Entwicklungsparameter der Versuchsflächen mit frischem,
diasporenreichen Mähgut
(Standardabweichungen in Klammern); k.A. = keine Angaben
Goitsche Mücheln, Innenkippe Roßbach
Exposition Nord Süd Nordost
Geologische Herkunft des Substrates Quartär Tertiär Quartär
Neigung ca. 15 ° ca. 15 ° ca. 10 °
Feinboden Reiner Sand sandig lehmiger Schluff Löß
Mittlerer pH (CaCl 2 ) 4,4 (0,1) 5,5 (0,7) 7,5 (0,1)
N t (Masse-%) 0,05 0,13 k.A.
S t (Masse-%) k.A. 0,82 k.A.
P 2 O 2 (mg/100 g Feinboden) 0,2 11 k.A.
CaO (mg/100 g Feinboden) k.A. 980 k.A.
K 2 O (mg/100 g Feinboden) k.A. 86 k.A.
Spenderbiotop/Zielvegetation
Sandtrockenrasen
Basiphiler
Halbtrockenrasen
Trockene Glatthaferwiese
Mahdzeitpunkt/Versuchsbeginn 23.8.1994 17.8.1999 4.9.2000
Anzahl/Größe der Dauerflächen 8 Flächen à 1 m² 4 Flächen à 25 m² 9 Flächen à 25 m²
Alter der Versuchsfläche bei
Datenaufnahme
1 Jahr
(6/95)
7 Jahre
(7/01)
1 Jahr
(9/00)
3 Jahre
(7/02)
1 Jahr
(7/01)
2 Jahre
(7/02)
Gesamtartenzahl aus Mähgut 31 29 35 43 53 65
mittlere Artenzahl aus Mähgut 13,8 (1,7) 14,6 (4,9) 17,5 (0,5) 20,3 (1,8) 30,1 (3,5) 34,9 (3,2)
Absolute Übertragungsrate 50,8 49,2 42,2 51,8 55,2 67,7
mittlere Übertragungsrate 23,3 (2,9) 24,8 (8,3) 21,6 (0,6) 24,4 (2,2) 31,6 (3,7) 36,3 (3,4)
Gesamtartenzahl aus Diasporenfall 7 9 30 28 51 43
mittl. Artenzahl aus Diasporenfall 1,8 (1,5) 3,8 (1,0) 10,0 (2,0) 11,0 (1,2) 17,2 (3,2) 10,9 (3,7)
mittl. Deck. Krautschicht (%) 13,5 (8,9) 37,6 (13,0) 5,4 (1,7) 22,5 (2,5) 12,3 (5,8) 61,1 (20,9)
mittl. Deck. Moose/Flechten (%) 0 (0) 64,4 (24,7) 0,1 (0) 3,0 (1,2) 2,4 (1,8) 17,3 (10,5)
mittl. Deck. Streuschicht (%) 58,8 (12,7) 5,0 (3,0) 75,0 (5,0) 25,0 (3,5) 60,0 (4,7) 18,3 (8,5)
mittl. Quantitative Ähnlichkeit zur
Zielvegetation (%)
4,3 (3,2) 65,5 (4,9) 21,6 (2,6) 36,0 (4,1) 8,6 (3,0) 27,0 (9,5)
mittl. Qualitative Ähnlichkeit zur
Zielvegetation (%)
30,0 (6,8) 57,9 (5,2) 41,9 (4,6) 41,9 (6,1) 36,3 (6,5) 43,7 (9,5)
260

Ergebnisse und Diskussion
Auf allen Standorten war die Etablierungsrate der jeweiligen Zielarten hoch. Im Tagebau Goitsche
konnten alle im Mähgut vorhandenen Sandtrockenrasenarten übertragen werden, z.B. Sand-
Strohblume (Helichrysum arenarium) und Hasenklee (Trifolium arvense). In Mücheln konnten sich bis
Juni 2002 56 % der im Mähgut vertretenen Halbtrockenrasen- und Trockenrasen-Arten ansiedeln,
73 % davon gelangten bereits zur Fruchtreife, z.B. Fieder-Zwenke (Brachypodium pinnatum),
Karthäuser Nelke (Dianthus carthusianorum), Zierliches Schillergras (Koeleria cristata). In Roßbach
fanden sich nach zwei Jahren 83 % der Grünlandarten aus dem Mähgut ein. Erwähnenswert sind das
Kammgras (Cynosurus cristatus) und die Wiesen-Flockenblume (Centaurea jacea), die bisher nicht
oder nur selten in den Tagebauen vorkommen. Auf Grund der Trockenheit auf dem Versuchsstandort
konnten sich auch viele der auf der trockenen Glatthaferwiese im NSG Göttersitz vorkommenden
Festuco-Brometea-Arten ansiedeln, so z.B. die Heide-Nelke (Dianthus deltoides), der Gemeine
Augentrost (Euphrasia officinalis) oder der Frühblühende Thymian (Thymus praecox). Wie auch bei
JAKOB et al. (2003) beschrieben, sind zwar die Artenzahlen auf dem ungünstigsten Substrat am
geringsten, doch handelt es sich hier um Spezialistengesellschaften, die auf konkurrenzarme
Standorte angewiesen sind. In den vorliegenden Versuchen nahm vor allem die Anzahl aus über den
Diasporenfall erfolgreich angesiedelten Arten mit steigendem pH-Wert zu (Tab. 113). Da im Tagebau
Roßbach infolge des Löß-Substrates die Bedingungen für eine pflanzliche Besiedlung sehr günstig
sind, werden dort die höchsten Artenzahlen erreicht (Tab. 113). Es handelt sich sowohl um Zielarten
aus dem Mähgut als auch um Arten aus dem Tagebau selbst, die von den Schutzstellen im Mähgut
profitierten.
Auf dem sauren, sandigen Standort im Tagebau Goitsche konnte durch den Mähgutauftrag ein
artenreicher Sandtrockenrasen etabliert werden. Da aber bereits im zweiten Jahr Besenginster
(Sarothamnus scoparius) einwandern konnte, ist langfristig mit einer Verbuschung der Fläche zu
rechnen. Auf den unbehandelten Kontrollflächen entwickelte sich im selben Zeitraum eine lückige,
artenarme Silbergraspionierflur (KIRMER et al. 2002).
Auf mäßig sauren, aber schwefelreichen, sandigen Substraten im Tagebau Mücheln, die auf Grund
des hohen Kohlegehaltes zusätzlich hydrophobe Eigenschaften aufweisen, konnte nach drei Jahren
eine Halbtrockenrasen-Initialgesellschaft beobachtet werden. Da der Bestand im Tagebau eine
wesentlich geringere Produktivität als am natürlichen Standort zeigt (z.B. nach der oberirdischer
Biomasse beurteilt), wird die Sukzession nur sehr langsam voranschreiten. Die im ersten Jahr
etablierten Ruderal- und Segetalarten sind in ihrer Deckung bereits deutlich zurückgegangen, so dass
sich die am besten an den Standort angepassten Arten durchsetzen werden. Auf den unbehandelten
Kontrollflächen konnten sich bislang nur sechs Arten aus dem Tagebau etablieren, deren mittlere
Gesamtdeckung unter 0,5 % beträgt.
Auf allen Flächen lagen die mittleren Gesamtdeckungen (Krautschicht, Moose/Flechten, Streu) nach
einem Jahr zwischen 70 % und 80 %. Den höchsten Anteil hatte die Streuschicht. Sie gewährleistet zu
Beginn der Entwicklung einen effektiven Erosionsschutz (JÜNGER 1999), der im weiteren
Sukzessionsverlauf von der sich entwickelnden Vegetation (Krautschicht, Moos- und Flechtenschicht)
übernommen wird.
4.2.1.1.2 Faunistische Begleituntersuchungen (Mücheln-Innenkippe)
(Hans-Markus Oelerich, Ismail Al-Hussein & Werner Witsack)
Zur Untersuchung der Wirbellosenfauna der Mähgutversuchsflächen wurden im FND 'Igelsberg' und
auf der Mücheln-Innenkippe Bodenfallen ausgebracht (FND 'Igelsberg': 2 x 5 Fallen, 16.08.99 -
04.09.00; Mücheln-Innenkippe: 3 x 5 Fallen und eine Fensterfalle, 25.05.00 - 29.10.01; Mahd- bzw.
Ausbringungszeitpunkt: 17.08.99). Auf der Innenkippe wurde die Fläche des Mähgutauftrages (IM 1),
eine angrenzende Rohbodenfläche (IM 2, IM FF) und eine benachbarte ca. 20 Jahre alte spontane
Gras-Kraut- Flur (IM 3) befangen. Zudem konnten weitere methodisch ähnliche Bodenfallenfänge aus
dem Tagebau Mücheln [FBM (1999): 10 Standorte mit je 5 Bodenfallen aus den Jahren 1996/97,
RANA (2002): 7 Standorte mit je 4 Bodenfallen aus dem Jahr 2001] zum Vergleich herangezogen
werden. Die Methodik der Bodenfallenfänge wird in Kap. 2.9.6 beschrieben.
In Tab. 114 werden die Artenzahlen der erfassten Spinnen, Laufkäfer und Zikaden zusammenfassend
dargestellt. Ausführliche Artenlisten finden sich im Anhang des Berichtes (Anlage 14)
261

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 114 Übersicht über die Artenzahl und Anzahl Rote-Liste-Arten der durch Bodenfallen erfassten Spinnen,
Laufkäfer und Zikaden im Bereich der Flächen des Mähgutversuches (FND 'Igelsberg', Tagebau bzw.
Mücheln-Innenkippe)
Legende: FND = Flächennaturdenkmal, IM = Mücheln-Innenkippe, IM 1 - IM 2 = Bodenfallenstandorte, IM FF =
Fensterfalle
FND'Igelsberg'
nur 'FND Igelsberg'
nur 'Igelsberg' und
IM 1
nur Tagebau
Tagebau gesamt
FLB, FBM (1999),
RANA (2002)
FLB - IM 1
Mähgutfläche
FLB - IM 2
Rohboden
FLB - IM 3
spontane Gras-
Kraut-Flur
FLB - IM FF
Fensterfalle
FLB - IM gesamt
Spinnen 77 12 2 116 170 35 26 47 7 75
RL D/LSA 9 40 8 2 8 0 14
Laufkäfer 36 10 0 63 125 22 7 19 33 48
RL D/LSA 7 29 1 1 4 8 12
Zikaden 36 20 1 13 78 11 3 23 20 28
RL D/LSA 5 27 1 1 5 5 10
Aus Tab. 114 wird vor allem deutlich, dass im Tagebau Mücheln mit 170 Spinnen-, 125 Laufkäfer- und
78 Zikadenarten eine enorme Artenfülle mit einem hohen Anteil gefährdeter Arten zu finden ist. In
diesen Tagebau, mit seinen unterschiedlichen trockenwarmen bis feuchten Habitaten, sind in den
letzten Jahrzehnten schon eine Vielzahl von Tieren eingewandert bzw. eingeschleppt worden und
haben sich dort etabliert. Dies mag ein Grund dafür sein, dass auf der Versuchsfläche mit
Mähgutauftrag nur drei 'neue' Arten festgestellt werden konnten, die unter Umständen durch das
Mähgut ins Gebiet eingebracht wurden (die Spinnenarten Myrmarachne formicaria und Evarcha
falcata sowie die Zikade Artianus interstitialis).
Durch den Mähgutauftrag findet eine erhebliche habitatstrukturelle Veränderung statt, die sich auch in
der entsprechenden Fauna widerspiegelt. Abb. 134 macht deutlich, dass sich innerhalb von zwei
Jahren die Artenzahlen der untersuchten Tiergruppen auf der Fläche des Mähgutauftrages jener der
etwa zwanzig Jahre alten spontanen Gras-Kraut-Flur annähert und deutlich von denen des
Rohbodens unterscheidet. Ein Vergleich der Anzahl Rote-Liste-Arten (siehe Abb. 134) zeigt jedoch -
zumindest für die Laufkäfer und Zikaden - dass auf den spontanen Vegetationsbeständen aktuell noch
mehr gefährdete Arten auftreten, als auf der Mähgutfläche.
Artenzahl (absolut)
50
40
30
20
10
Anzahl Rote-Liste-Arten (%)
40
30
20
10
0
Spinnen Laufkäfer Zikaden
0
Spinnen Laufkäfer Zikaden
Rohboden Mähgutfläche spontane Gras-Krautflur
Abb. 134 Artenzahl und Anteil Rote-Liste-Arten (BRD, LSA) der durch Bodenfallen erfassten Spinnen, Laufkäfer und
Zikaden im Bereich der Mähgutversuchsfläche auf der Mücheln-Innenkippe
Im weiteren Sinne lassen sich hier Parallelen zu Untersuchungen bestimmter Anbauverfahren,
insbesondere Saatbettbereitung, in der landwirtschaftlichen Praxis ziehen. In den letzten Jahren
fanden zahlreiche Versuche zu Vor- und Nachteilen pflugloser Bodenbearbeitung, dem
Mulchsaatverfahren, im Vergleich zum Pflügen mit nachträglicher Einsaat statt. Neben gravierenden
Nachteilen (phytopathogene Pilze) zeigten die Ergebnisse verschiedener Autoren (HEINZE et al.
2001, ZAHIROVIC et al. 2001, VOLKMAR et al. 2002), dass vor allem die epigäischen
Raubarthropoden, darunter die Webspinnen (Araneae), die Laufkäfer (Carabidae) und Kurzflügelkäfer
(Staphylinidae), von einer Mulchsaat profitieren, was sich in höheren Arten- und Individuenzahlen, im
Gegensatz zu gepflügten Flächen, widerspiegelt.
262

Ergebnisse und Diskussion
Bei der Rekultivierung von Tagebaubereichen muss jedoch berücksichtigt werden, dass durch
Mähgutauftrag Rohbodenflächen als Habitate stenöker und zum Teil stark gefährdeter Pionierarten
schneller verloren gehen, als dies durch natürliche Sukzession der Fall wäre. So konnte auf der
untersuchten vegetationsfreien Fläche (IM 2) auf der Mücheln-Innenkippe der in Deutschland vom
Aussterben bedrohte Wiener Sandlaufkäfer (Cicindina arenaria vienensis, RL-BRD 1, RL-LSA 2) und
bei hier nicht näher dargestellten Untersuchungen der Orthopteren die stark gefährdete Blauflügelige
Sandschrecke (Sphingonotus caerulans, RL-LSA 2, RL-BRD 2) sowie der Sandohrwurm (Labidura
riparia, RL-LSA 2, RL-BRD 2) erfasst werden. Diese Arten verlassen bei größerer Vegetationsdeckung
(über ca. 20 - 30 %) die Habitate, so dass Mähgutauftrag hier einen negativen Einfluss hat. Deshalb
sollte die Aufbringung autochtonem Mähgutes nur als Alternative zu herkömmlichen
Rekultivierungsverfahren (Düngung, RSM-Ansaat) auf Flächen genutzt werden, die z.B. aus Gründen
der Standsicherheit nicht der Sukzession überlassen werden können.
Interessante Ergebnisse erbrachten die Fänge mit einer Fensterfalle, mit der nur flugaktive Tiere
erfasst werden. So ist beispielweise der Nachweis der seltenen Kreuzspinne Gibbaranea gibbosa zu
erwähnen. Von dieser Art sind nur wenige Fundorte in Sachsen-Anhalt bekannt (SACHER & PLATEN
2001) und auch bundesweit gilt sie als gefährdet. Für die Bergbaufolgelandschaften konnte sie hiermit
erstmalig registriert werden. Gibbaranea gibbosa ist stenotop und lebt in Laubbaumkronen und auf
Sträuchern mittelfeuchter Habitate.
Da über die Flugausbreitung von Zikaden bisher relativ wenig bekannt ist, sind die Fänge mit der
Fensterfalle von besonderem Interesse. Es wurden dabei 20 Zikadenarten in 48 Individuen
nachgewiesen. Dies sind relativ hohe Zahlen, denn gewöhnlich fliegen wenig Zikaden in Fensterfallen
(WITSACK mündl.). 14 der 20 mit dieser Methode nachgewiesenen Zikadenarten wurden bislang
weder im FND 'Igelsberg' noch im Tagebau Mücheln registriert. Bei der Gruppe der Laufkäfer trifft dies
auf 5 von 33 der mit der Fensterfalle gefangenen Arten zu.
Diese relativ artenreichen Fänge fliegender bzw. verdriftender Insekten machen deutlich, dass
permanent eine Einwanderung aus den unterschiedlichsten Habitaten der den Tagebau umgebenden
Landschaft stattfindet.
Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass durch den Mähguteintrag aus dem FND 'Igelsberg' auf
Rohbodenflächen von Mücheln-Innenkippe in nur kurzer Zeit die Arten- und Individuenzahlen der
untersuchten Wirbellosengruppen (Spinnen, Laufkäfer, Zikaden) enorm angestiegen sind. Ein Import
von Insektenarten (in den bereits sehr artenreichen Tagebau) konnte bei diesem Versuchsansatz
nicht direkt nachgewiesen werden, ist jedoch zumindest für zwei Spinnen- und eine Zikadenart
anzunehmen. Wird bei der Rekultivierung von Tagebauflächen Mähgut xerothermer Standorte
benutzt, so ähneln die Zoozönosen dieser Flächen schon nach wenigen Jahren denen spontaner
Gras-Kraut-Fluren trockener Standorte und zeigen zudem in ihrer Vegetation einen höheren
Strukturreichtum als sogenannte Standardansaaten. Ein direkter faunistischer Vergleich von
Standardansaaten mit Mähgutflächen war bei diesen Untersuchungen jedoch nicht möglich.
4.2.1.2 Sodenschüttung auf Böschungen
(Anita Kirmer)
Bei der Sodenschüttung wurden aus der Spenderfläche ca. 10 cm Oberboden manuell (mit Spaten)
abgetragen und ungeordnet auf der zu begrünenden Fläche im Tagebau aufgebracht. Auf trockenen,
sauren, nährstoffarmen und sandigen Substraten im Tagebau Goitsche wurde im Sommer 1995
Material aus artenreichen Sandtrockenrasen auf einer Fläche von ca. 8 m x 14 m aufgebracht
(KIRMER et al. 2002). Um zu prüfen, ob in fortgeschrittenen, 40 Jahre alten Vorwäldern auf
Kippenflächen eine laubwaldtypische Krautschicht initiiert werden kann, wurde auf der Halde Klobikau
(Tagebau Mücheln) im Herbst 1999 eine kleinere Versuchsanlage (3 m x 3 m) mit Oberboden aus
einer Carpinion-betuli-Gesellschaft (Müchelholz bei Mücheln) angelegt (KIRMER 2002). Das Material
wurde ca. 10 cm hoch aufgetragen und mit Laub aus dem Müchelholz bedeckt.
Im Vergleich zur Mähgutmethode wird die Sodenschüttung bei Renaturierungsmaßnahmen seltener
angewendet (z.B. MÜLLER 1990, PYWELL et al. 1995, BANK et al. 2002). In
Braunkohlentagebaugebieten wurden Sodenschüttungen von KIRMER & MAHN (1996;
Sandtrockenrasen) und BLUMRICH & WIEGLEB (1998; Heiden) beschrieben.
Im Folgenden werden zwei eigene Versuche vorgestellt, die unterschiedliche Zielstellungen verfolgen;
die standörtliche Charakterisierung und wesentliche Ergebnisse sind in Tabelle 8 zusammengefasst.
263

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Im Tagebau Goitsche sollte die Entwicklung von Sandtrockenrasen auf einem besiedlungsfeindlichen
Substrat eingeleitet werden. Auf dem extrem sauren Substrat (pH 3,4) können nur wenige Arten
überdauern, so dass die Übertragungsraten aus der Sodenschüttung sehr niedrig sind. TRÄNKLE
(1999) konnte auf vergleichbar ungünstigen Standorten in Kalksteinbrüchen (Kalkstein-Syrosem,
trocken) nach sieben Jahren ebenfalls nur eine Übertragungsrate von 36 % feststellen. Die Deckung
ist mit spontan entstandenen Gesellschaften auf ähnlichen Substraten vergleichbar (TISCHEW &
MAHN 1998; Tab. 5). Innerhalb von sechs Jahren entwickelte sich ein artenreicher Sandtrockenrasen,
der zur Zielvegetation eine quantitative Ähnlichkeit von ca. 50 % und eine qualitative Ähnlichkeit von
ca. 40 % aufweist.
Tab. 115 Standörtliche Charakterisierung und Entwicklungsparameter der Versuchsflächen mit Oberbodenschüttung
(k.A. = keine Angaben; x = Werte nur für die Gesamtfläche vorhanden; Standardabweichungen in Klammern)
Goitsche
Mücheln, Halde Klobikau
Exposition Nordwest Ebene
Geologische Herkunft des Substrates Mischsubstrat (Quartär und Tertiär) Mischsubstrat (Quartär und Tertiär)
Neigung (%) 22 (2) 0
Feinboden Sandiger Schluff Kalkhaltiger, lehmiger Sand
Mittlerer pH (CaCl 2 ) 4,0 (0,2) 7,2 (0,1)
N t 0,02 (0,01) k.A.
Spenderbiotop/Zielvegetation Sandtrockenrasen Krautschicht im Laubwald
Versuchsbeginn 28.06.1995 09.11.1999
Anzahl/Größe der Dauerflächen 4 Flächen à 1 m² 4 Flächen à 1 m²
Alter der Versuchsfläche bei
Datenaufnahme
1 Jahr (7/96) 6 Jahre (7/01) 1 Jahr (6/00) 3 Jahre (5/02)
Gesamtartenzahl aus Sodenmaterial 18 14 14 16
mittl. Artenzahl aus Sodenmaterial 11,5 (1,5) 8,8 (2,6) k,A, x 9,5 (1,1)
Absolute Übertragungsrate 41,9 32,6 35,9 59,3
mittl. Übertragungsrate 26,7 (3,5) 20,3 (6,0) k,A, x 24,4 (2,9)
Gesamtartenzahl aus Diasporenfall 10 1 14 9
mittl. Artenzahl aus Diasporenfall 3,8 (1,9) 0,3 (0,4) k,A, x 1,8 (0,4)
mittl. Deckung Krautschicht (%) 7,8 (2,3) 27,4 (11,8) 80 x 58,8 (15,2)
mittl. Deckung Moose/Flechten (%) 5,8 (2,0) 26,3 (10,0) 0 x 2,3 (0,8)
mittl. quantitative Ähnlichkeit zur
Zielvegetation (%)
20,3 (4,9) 53,3 (5,3) 17,5 x 18,7 x
mittl. qualitative Ähnlichkeit zur
Zielvegetation (%)
29,3 (4,3) 42,9 (6,9) 41,8 x 50,0 x
Während sich in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft an vielen Standorten relativ schnell über
Sukzession Birkenvorwälder etablieren können (vgl. auch Abb. 17), können typische Laubwaldarten
der Krautschicht nur sehr langsam einwandern (BENKWITZ et al. 2002). Der Versuch zur Übertragung
von Laubwaldoberboden in einen ca. 40 Jahre alten Birken-Vorwald (B1 ca. 30 %, B2 ca. 10 %) auf
der Halde Klobikau führte zur Etablierung einiger Waldarten, die ansonsten noch nicht, z.B. Gelbes
Windröschen (Anemone ranunculoides), Haselwurz (Asarum europaeum), oder nur selten, z.B. Echtes
Lungenkraut (Pulmonaria officinalis), in den Tagebauen anzutreffen sind. Von den zwanzig
laubwaldtypischen Arten der Spenderfläche konnten sich nach drei Jahren neun etablieren. Insgesamt
wurden auf der Spenderfläche 39 Arten gefunden; die absolute Übertragungsrate auf die
Versuchsfläche lag im Frühjahr 2002 bei ca. 60 % (Tab. 115).
WOLF (2000) beschreibt zu seinem Versuch auf Kippenflächen des Rheinischen Braunkohlereviers,
dass sich auf Flächen mit und ohne (junge) Buchenpflanzung nach einem Auftrag von Oberboden aus
Laubwaldbeständen vorwiegend Schlagflurarten erfolgreich ansiedeln und dabei die Waldarten
zurückdrängen, die sich aus dem Oberboden bereits etabliert haben. Erst nach zehn Jahren wurden
die Schlagflurarten auf den mit Buchen bestockten Flächen ausgeschattet, wobei jetzt aber die
Lichtverhältnisse auch für Waldarten zu schlecht waren. Auf den unbepflanzten Parzellen dominierten
auch nach 16 Jahren noch die Schlagflurarten. Auf der Halde Klobikau wurde ein spätes
Vorwaldstadium gewählt, das ähnliche Lichtverhältnisse wie die Spenderfläche aufweist, so dass sich
auf unserer Versuchsfläche bislang keine Schlagflurarten ansiedeln konnten. Die zusätzliche
Abdeckung mit Laub zu Versuchsbeginn sollte den Waldarten ideale Bedingungen zur Regeneration
aus Samen, Rhizomen, Knollen und Zwiebeln ermöglichen. Die geringe quantitative Ähnlichkeit zur
Spenderfläche ist auf die im Frühjahr rasch wechselnden Deckungsverhältnisse der
Frühjahrsgeophyten zurückzuführen. Die qualitative Ähnlichkeit ist nach drei Jahren mit 50 % bereits
sehr hoch.
264

Ergebnisse und Diskussion
Die Erkenntnisse zur Spontansukzession in Bergbaufolgelandschaften ermöglichen Prognosen der
Vegetationsentwicklung von Rohbodenstandorten. Aufbauend auf diesen Ergebnissen wurden
Methoden zur Beschleunigung bzw. Einleitung einer naturnahen Besiedlung in
Tagebaufolgelandschaften entwickelt (KIRMER & MAHN 2001, KIRMER et al. 2001, 2002). Die
Setzung von Initialen, d.h. die Einbringung von standortgerechtem Pflanzenmaterial in Form von
Mähgut oder Oberboden mit Vegetationsresten bedeutet eine gezielte Förderung der spontanen
Sukzession in ihrer Frühphase. Durch diese Methoden werden Schutzstellen geschaffen (»safe sites«,
HARPER et al. 1965, URBANSKA 1997), die Keimung und Etablierung erleichtern. Durch die
Initialensetzungen werden Arten auf die Flächen gebracht, die ansonsten über längere Zeiträume aus
größeren Entfernungen einwandern müssen und/oder keine Anpassungen an Fernausbreitung
aufweisen (z.B. Waldarten). Bei Einzeletablierungen durch außergewöhnliche Ereignisse besteht die
Gefahr eines auch als Gründereffekt (»founder effect«) bezeichneten, genetischen
Flaschenhalseffektes (»genetic bottleneck«; PRIMACK 1995). Dies kann z.B. durch das Aufbringen
von Mähgut aus Naturschutzgebieten mit größeren Populationen der Zielarten verhindert werden.
Das Einbringen von Mähgut hat mehrere Vorteile: die Auflagen bieten 3 – 4 Jahre lang einen
effektiven Erosionsschutz, sie speichern Feuchtigkeit und ermöglichen so bei besiedlungsfähigem
Substrat eine rasche Keimung und Etablierung der im Mähgut enthaltenen Arten. Die Streuauflage
mildert Temperaturschwankungen und gibt während der Zersetzung eine geringe Menge an
Nährstoffen frei (»Startdüngung«; STOLLE 1998a, b). Die Methode ist einfach durchzuführen, und es
können Abfallprodukte aus Pflegemaßnahmen von Naturschutzgebieten verwendet werden. Wichtig
ist eine sorgfältige Auswahl der zu mähenden Flächen, um den Anteil unerwünschter Arten gering zu
halten, und ein günstiger Schnitttermin, um möglichst viele (Ziel-)Arten zu erfassen. Versuche im
Tagebaugebiet Goitsche zeigten allerdings, dass das Aufbringen von Mähgut bei pH-Werten zwischen
drei und vier keine gewünschte Entwicklung ermöglicht (KIRMER & MAHN 2001, KIRMER et al.
2002). Um auf diesen Extremstandorten eine Entwicklung hin zum Sandtrockenrasen einzuleiten,
erwies sich die Sodenschüttung durch ihre standortverändernde Wirkung als bessere Methode.
Durch die Sodenschüttung wird ein Mikrorelief erzeugt, das zum einen erosionsmindernd wirkt
(JÜNGER 1999) und zum anderen die Keimungs- und Etablierungsbedingungen verbessert
(Übertragung von besiedlungsfähigem Substrat, Bodenmikroorganismen). Die Vegetationsentwicklung
wird durch den Eintrag vegetativer Pflanzenteile und durch die Aktivierung der Diasporenbank initiiert.
Sind auf der Versuchsböschung besiedlungsfähige Substrate vorhanden, erfolgt eine rasche
Vegetationsentwicklung. Vor dem Abschieben sollte die Diasporenbank der Spenderfläche
abgeschätzt werden (Alter des Bestandes, frühere Nutzungen). Die Auswahl der Spenderflächen
muss an die Standortbedingungen der zu begrünenden Fläche angepasst sein, da im aufgebrachten
Oberboden keimende Individuen rasch mit ihren Wurzeln das darunter liegende Substrat erreichen.
Bei pH-Werten unter drei findet kaum eine Entwicklung statt (KIRMER & MAHN 2001; KIRMER et al.
2002). Durch die Substratumlagerung des Oberbodens erfolgt eine verstärkte Mineralisation
(KLÖTZLI 1980, LAVES et al. 1998), die dazu führen kann, dass sich im ersten Jahr auch nicht
standortgerechte Arten aus dem Diasporenfall ansiedeln können. In den durchgeführten Versuchen
auf Extremstandorten (Tagebau Goitsche) fielen aber alle nicht an den Standort angepassten Arten
nach 1 – 2 Jahren wieder aus. Sowohl die Abschiebung als auch die Aufbringung der Soden können
weitgehend maschinell durchgeführt werden. Da durch die Entnahme des Oberbodens die
Spenderpopulation zerstört wird, sollte die Maßnahme entweder auf Standorte beschränkt werden, die
auf Grund von Bau- oder Sanierungsmaßnahmen ohnehin zerstört werden sollen, oder es sollten im
Rahmen von Pflegemaßnahmen kleinflächige, z.B. streifenweise Entnahmen vorgenommen werden
(Neustart von Sukzession). Für eine erfolgreiche Waldoberbodenimpfung müssen geeignete
Vorwaldstadien ausgewählt werden, in denen bereits ähnliche Bedingungen wie in den
Spenderflächen herrschen (z.B. Lichtgenuss, Feuchtigkeit). Da die Übertragungsrate bisher
vielversprechend hoch ist, könnte diese Methode dazu dienen, eine naturnahe Krautschicht in
geeigneten (Vor)Wäldern der Tagebaue zu etablieren. Bisher konnte nur in wenigen Fällen eine
spontane Einwanderung dieser Artengruppe aus dem Artenpool der Umgebung beobachtet werden,
da in den dichten Waldbeständen der Umgebung Ausbreitungsereignisse durch Starkwinde und
thermische Prozesse nicht wirksam werden können. Zudem sind eine große Anzahl von
Krautschichtarten in Wäldern an Ameisenausbreitung angepasst (HANDEL & BEATTIE 1990).
Beim Einsatz von Methoden der Initialensetzung sollte die Standortnivellierung minimiert werden, d.h.,
es sollte auf jegliche Melioration und auf eine Planierung der Böschungen verzichtet werden. Es
müssen standortgerechte Arten regionaler Herkünfte und möglichst früher Sukzessionsstadien
eingesetzt werden, damit keine Sukzessionsstadien übersprungen werden. Auf Flächen mit besserer
Wasser- und Nährstoffverfügbarkeit können sich auch Nicht-Zielarten erfolgreich ausbreiten.
265

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Demzufolge muss vor allem auf diesen Flächen auf eine optimale Artenzusammensetzung geachtet
werden. In allen Fällen müssen die Zielarten in ausreichender Quantität im Mähgut und im Oberboden
vorhanden sein. Die etablierten Pflanzengesellschaften sollten möglichst keiner Pflege bedürfen.
Gerade im Tagebau gibt es langfristig geeignete Standorte für Pflanzengesellschaften
konkurrenzschwacher Arten. Bei großflächiger Anwendung sollten Teilbereiche offen bleiben, um
spontane Prozesse einzubeziehen.
4.2.1.3 Mulchdecksaaten auf Böschungen
(Anita Kirmer)
Im Tagebau Roßbach wurde im Zuge von Sanierungsmaßnahmen auf einem flachgeneigten,
westexponierten Böschungsabschnitt (Neigung ca. 8°) auf Tertiärsubstrat eine Lößdecke von ca. 2 m
Dicke aufgetragen. Der pH-Wert der Lößdecke liegt bei 7,5 (in CaCl 2 ). Auf diesem
Böschungsabschnitt wurde von der Consultinggesellschaft für Umwelt und Infrastruktur, Halle, eine
Blockanlage mit neun 18 m breiten Streifen angelegt, die im Nordwesten eine Länge von 80 m und im
Südosten von 60 m aufweisen (Abb. 135). Mitte bis Ende September 2000 wurden 20 kg/ha Saatgut
(siehe Tab. 116) in drei Streifen auf mit einer Scheibenegge (3 - 5 cm tief) vorbereiteten Flächen als
Breitsaat (Drillsaat mit hochgezogener Mähschar) eingesät (A - Abb. 135) und mit einer
Cambridgewalze eingewalzt. Anschließend erfolgte eine ca. 3 - 5 cm dicke Mulchauflage mit dem
Schnittgut aus Pflegemaßnahmen von Saaledämmen im Bereich Weißenfels, Naumburg und Bad
Kösen. Das Saatgut wurde im Auftrag der Firma Saaten-Zeller in der Rhön produziert, das
Samenmaterial stammt aus dem Gebiet Meiningen/Schmalkalden. Die angesäten Arten wurden
vorwiegend hinsichtlich ihrer Eignung für trockene, sonnige Standorte ausgewählt (Arten trockener
Glatthaferwiesen, Halbtrockenrasen, anspruchsloser Ruderalfluren, sonniger Säume) und sollten
zudem ästhetischen Ansprüchen genügen (Karthäuser Nelke, Bunte Kronwicke, Saat-Esparsette,
Österreichischer Lein). Arten, wie z.B. die Wilde Möhre, das Tüpfel-Hartheu oder das Platthalm-
Rispengras sind in allen Tagebauen häufig zu finden und zeigten damit bereits im Vorfeld eine gute
standörtliche Eignung. Drei weitere Streifen der Blockanlage blieben unbehandelt und dienen als
Kontrollflächen (K – Abb. 135).
18m
18m
18m
80m
A1
M1
K1
M2
K2
A2
K3
A3
M3
60m
Abb. 135 Blockanlage im Tagebau Roßbach mit drei Varianten und drei Wiederholungen
In jedem Streifen liegen in der Hangmitte drei 5 m x 5 m große Dauerflächen. A = Mulchdecksaat mit autochthonem
Saatgut; M = Mähgut aus dem NSG Göttersitz; K = unbehandelte Kontrolle
Auf der Blockanlage wurden Mitte Juni 2001 in jedem Streifen drei Dauerflächen mit einer Größe von
5 m x 5 m eingerichtet, auf denen im Sommer 2001 und 2002 Vegetationsaufnahmen mit
prozentgenauer Deckungsschätzung durchgeführt wurden. Die Nomenklatur folgt WISSKIRCHEN &
HAEUPLER (1998).
266

Ergebnisse und Diskussion
Tab. 116 Zusammensetzung der Ansaatmischung mit Gewichtsanteilen, Diasporen/m² und Zugehörigkeit zu den
Artengruppen nach FRANK & KLOTZ (1990)
Art
kg/ha
Diasporen/
m² *
Artengruppe
Achillea millefolium agg. Gemeine Schafgarbe 0,12 120 Molinio-Arrhenatheretea
Anthyllis vulneraria Gemeiner Wundklee 0,12 3 Festuco-Brometea
Arrhenatherum elatius Glatthafer 7,09 236 Molinio-Arrhenatheretea
Bromus erectus Aufrechte Trespe 5,32 106 Festuco-Brometea
Campanula patula Wiesen-Glockenblume 0,01 33 Molinio-Arrhenatheretea
Centaurea scabiosa Skabiosen-Glockenblume 0,59 12 Festuco-Brometea
Coronilla varia Bunte Kronwicke 0,24 6 Trifolio-Geranietea
Dactylis glomerata Gemeines Knaulgras 0,24 24 Molinio-Arrhenatheretea
Daucus carota Gemeine Möhre 0,47 47 Ruderal-/Segetalart
Dianthus carthusianorum Karthäuser Nelke 0,12 12 Festuco-Brometea
Galium mollugo agg. Wiesen-Labkraut 0,06 12 Molinio-Arrhenatheretea
Hypericum perforatum Tüpfel-Hartheu 0,02 10 Trifolio-Geranietea
Knautia arvensis agg. Acker-Witwenblume 1,06 23 Festuco-Brometea
Linum austriacum Österreichischer Lein 0,05 3 Festuco-Brometea
Onobrychis viciifolia agg. Saat-Esparsette 1,16 6 Festuco-Brometea
Ononis spinosa agg. Dorniger Hauhechel 0,24 5 Festuco-Brometea
Poa annua agg. Einjähriges Rispengras 0,18 9 Ruderal-/Segetalart
Poa compressa Platthalm-Rispengras 0,06 4 Ruderal-/Segetalart
Poa pratensis agg. Wiesen-Rispengras 0,35 117 Molinio-Arrhenatheretea
Salvia pratensis Wiesen-Salbei 0,59 39 Festuco-Brometea
Sanguisorba minor Kleiner Wiesenknopf 1,89 32 Festuco-Brometea
Gesamt: 21 Arten 20
* Stolle, unveröff. Daten
Auf den Mulchdecksaatflächen konnten alle ausgesäten 21 Arten (Tab. 116) keimen; 95 % davon
gelangten bereits zur Blüte. Sechzehn Arten aus der Ansaat sind auch auf den Kontrollflächen zu
finden (Tab. 117). Ein Teil dieser Arten tritt im Tagebau Roßbach häufig auf, wie z.B. die Gemeine
Schafgarbe (Achillea millefolium), die Wilde Möhre (Daucus carota) und das Platthalm-Rispengras
(Poa compressa). Fünf dieser Arten kommen ansonsten nicht im Tagebau vor und gelangten sicher
aus den benachbarten Ansaatflächen auf die Kontrollflächen. Zusätzlich konnten 53 Arten über den
Diasporenfall einwandern; davon gehören 60 % zur Ruderal-/Segetal-Artengruppe. 20 weitere Arten
stammen wahrscheinlich aus der Mulchabdeckung (z.B. Wiesen-Pippau (Crepis biennis), Wiesen-
Lieschgras (Phleum pratense), Wiesen-Schwingel (Festuca pratensis)) bzw. aus den benachbarten
Mähgutversuchen (z.B. Zierliches Schillergras (Koeleria cristata), Roter Zahntrost (Odontitis vernus),
Gamander-Ehrenpreis (Veronica chamaedrys)), da sie nicht oder nur sehr selten im Tagebau
auftreten. Trotz der unterschiedlichen Methodik zeigen die beiden Initialensetzungsvarianten Mähgut
und Mulchdecksaat eine ähnliche Entwicklung (Abb. 136). Bei den mittleren Artenzahlen trat in keinem
Jahr ein signifikanter Unterschied auf. Die mittlere Gesamtdeckung war auf den Mulchdecksaatflächen
im Sommer 2001 auf Grund des höheren Anteils an Moosen und Flechten signifikant höher (U-Test),
doch die Krautschichtdeckung alleine zeigte zunächst keinen signifikanten Unterschied. Bis zum
Sommer 2002 kehrten sich die Verhältnisse um; nun waren die Unterschiede bei der
Krautschichtdeckung auf den Mähgutvarianten signifikant höher als auf den Ansaaten (U-Test,
p < 0.05) und die Gesamtdeckung (Moos/Flechten- + Krautschicht) zeigte keinen signifikanten
Unterschied. In anderen Versuchen mit Mulchdecksaaten (STOLLE 1997) traten nach zwei Jahren
abhängig vom Substrat mittlere Krautschichtdeckungen von ca. 30 % (Tagebau Mücheln,
Kippkohleschluff, pH 5 - 6) bzw. 55 % (Tagebau Goitsche, Sand, pH 4 - 4,5) auf.
Auf den Kontrollflächen war der Anteil an Ruderal-/Segetalarten an der Gesamtartenzahl im Sommer
2002 mit 47 % von allen Varianten am höchsten (Tab. 117). Der Anteil der Zielartengruppe „Grünland“
war dagegen am niedrigsten. Die mittlere Artenzahl lag nur bei 32 Arten/25 m² (Abb. 136). Es konnten
einige Arten aus den behandelten Flächen in die Kontrollflächen einwandern (z.B. Bunte Kronwicke
(Coronilla varia), Karthäuser Nelke (Dianthus carthusianorum), Wiesen-Salbei (Salvia pratensis),
Aufrechte Trespe (Bromus erectus)). Sowohl die mittlere Artenzahl als auch die mittlere
Gesamtdeckung war in beiden Untersuchungsjahren auf den Kontrollflächen signifikant niedriger als
auf den Mulchdecksaat- und Mähgutflächen (U-Test, p < 0.05).
267

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
125
mittlere Deckung /25m²
75
mittlere Artenzahl /25m²
100
75
50
50
25
25
0
2001 2002 2001 2002 2001 2002
A M K
0
2001 2002 2001 2002 2001 2002
A M K
Moose/Flechten
Trifolio-Geranietea, Epilobietea
Sonstige Arten
Sedo-Scleranthetea
Molinio-Arrhenatheretea
Gehölzarten
Festuco-Brometea
Ruderal/Segetal-Arten
Streu
Abb. 136 Mittlere Deckung und mittlere Artenzahl/25 m² auf den Mulchdecksaatflächen (A), Mähgutflächen (M) und
Kontrollflächen (K) der Blockanlage im Tagebau Roßbach vom Sommer 2001 bis 2002
Tab. 117 Absolute Artenzahlen und Anteil blühender/fruchtender Arten auf den Kontroll-, Mulchdecksaat- und
Mähgutflächen auf der Blockanlage im Tagebau Roßbach im Juli 2002 getrennt nach Herkunft der Arten
(Mähgut, Mulchdecksaat, Diasporenfall)
Herkunft der Arten
Kontrolle Mulchdecksaat Mähgut
Nur im Mähgut 3 33
Im Mähgut und im Diasporenfall 33
Nur aus Ansaat 5 10 3
Aus Ansaat und im Diasporenfall 11 11
aus Mulchabdeckung/Mähgut 20
Nur im Diasporenfall 69 53 40
Gesamtartenzahl 88 91 109
Blühende/fruchtende Arten 61 64 85
Anteil Ruderalartengruppe 47 % 42 % 41 %
Anteil Grünlandartengruppe 15 % 23 % 21 %
Auf Grund der nur zweijährigen Versuchsdauer ist nur eine vorsichtige Prognose der weiteren
Vegetationsentwicklung möglich. Die bisherige Entwicklung der Flächen deutet darauf hin, dass sich
in den nächsten Jahren sowohl auf den Flächen mit Mähgutauftrag als auch auf den Mulchdecksaaten
eine trockene Glatthaferwiese oder ein ruderal beeinflusster Halbtrockenrasen einstellen wird. Auf den
Kontrollflächen konnte eine starke Erosion beobachtet werden, die eine Vegetationsentwicklung
zusätzlich verzögern wird. Dort ist die Entwicklung lückiger, anspruchsloser Ruderalfluren
wahrscheinlich. Von Seiten der Lausitzer und Mitteldeutschen Braunkohlesanierungsgesellschaft
(LMBV, Bitterfeld) wurde bei Bedarf eine einschürige Mahd der Initialensetzungsflächen zugesagt.
Mulchdecksaaten haben mehrere Vorteile: die Auflagen bieten 3 - 4 Jahre lang einen effektiven
Erosionsschutz, sie speichern Feuchtigkeit und ermöglichen so bei besiedlungsfähigem Substrat eine
rasche Keimung und Etablierung der angesäten Arten. Die Streuauflage mildert
Temperaturschwankungen und gibt während der Zersetzung eine geringe Menge an Nährstoffen frei
(„Startdüngung“, STOLLE 1998a, b).
Mulchdecksaaten sind teurer als die Aufbringung von diasporenreichen Mähgut, da zusätzlich zur
Mulchauflage Kosten für das Saatgut anfallen. Heimisches Saatgut ist infolge der mangelnden
268

Ergebnisse und Diskussion
Nachfrage und der damit verbundenen hohen Produktionskosten wesentlich teurer als
herkömmliches, genetisch einheitliches Regelsaatgut. Da aber bei Regelsaatgutmischungen (RSM)
meist höhere Ansaatdichten (ca. 200 kg/ha) verwendet werden als bei heimischem Saatgut (ca.
20 kg/ha) und zudem eine Saatbettvorbereitung erfolgt, sind die Kosten für Regelsaatgutmischungen
und autochthone Ansaaten etwa gleich groß. Eine Mulchabdeckung der Ansaaten (= Mulchdecksaat),
die besonders auf nährstoffarmen und trockenen Standorten sinnvoll ist, ersetzt aufwendige
Meliorationsmaßnahmen und führt nicht zur unmittelbaren Eutrophierung des Standortes. Eine
Saatbettvorbereitung ist bei Mulchdecksaaten nicht notwendig.
Infolge der Herkunft und der Zusammensetzung des Saatgutes ist der naturschutzfachliche Wert der
RSM in den meisten Fällen als gering einzustufen. Auf Grund der Entwicklung von
Dominanzbeständen (z.B. Festuca ssp.) wird z.B. die Einwanderung von Arten aus dem Umland
behindert (TISCHEW & KIRMER 2003). Regelsaatgutmischungen sind oft nur nach
Standortveränderung (z.B. Aufkalkung, Düngung) wirkungsvoll. Durch diese Meliorationsmaßnahmen
gehen wertvolle, nährstoffarme Standorte verloren, die langfristig als Refugien für
konkurrenzschwache Artengemeinschaften (z.B. Trockenrasen) dienen können. Artenreiche
Ansaatmischungen haben oft das Problem, dass nichtheimische Arten den Mischungen beigemengt
werden (z.B. Sanguisorba muricata, Leucanthemum maximum) (KRAUSE 1996). Die großflächige
Verwendung nichtheimischer Arten stellt zudem eine Gefahr für die genetische Variabilität und Vielfalt
(z.B. Ökotypen) eines Naturraumes dar.
4.2.2 Ufersicherung im Vorfeld der Flutung
(Matthias Stolle & Hans-Werner Sonntag)
4.2.2.1 Versuchsdesign
Initiierung von Röhrichtbeständen
Die Etablierung der Röhrichtarten erfolgte auf drei Versuchsflächen des Tagebaues Goitsche,
Restloch Holzweißig-West im Bereich der Ostböschung (Tab. 118).
Tab. 118 Die Versuchsstandorte zur Röhrichtansiedlung
Flächenbezeichnung
Vegetation zu
Versuchsbeginn
Wasserführung Angesiedelte Pflanzenarten:
GW - G01 nasse Gras-Kraut-Flur feucht bis nass Eriophorum angustifolium
GW - G03 keine (Rohboden) trocken bis wechselfeucht Eriophorum angustifolium
GW - G04 keine (Rohboden) wechselfeucht bis nass Arten siehe Tab. 119
Versuchsanlage G01
Am 14.10.1999 wurden in einem Quellbereich des Tagebaues Holzweißig-West in Höhenlinie drei
Doppelreihen Eriophorum angustifolium gepflanzt (50 Pflanzen/Einzelreihe). Eine weitere Pflanzung
von 100 Exemplaren erfolgte vertikal von der untersten Doppelreihe bis in Höhe der damaligen
Wasserlinie (69,25 m NN). Das Pflanzenmaterial stammt aus dem damals kurz vor der Flutung
stehenden Tagebau Bockwitz. Es wurde mit freundlicher Unterstützung durch Mitarbeiter der
Ökostation Borna gewonnen und bis zur Pflanzung in wassergefüllten Plastikkästen zwischengelagert.
Zur Berechnung der Wasserstände zu bestimmten Zeitpunkten wurden auf Grundlage von Messdaten
der LMBV folgende Beziehungen für den Verlauf des Wasseraufgangs ermittelt (Abb. 137 - Abb. 139):
269

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Wasseranstieg 0 - 1500 Tage
m NN
80
70
60
50
40
30
20
10
0
y = 2E-08x 3 - 6E-05x 2 + 0,0574x + 53,822
R 2 = 0,9965
0 500 1000 1500 2000
Tage
Abb. 137 Wasseranstiegsfunktion für den gesamten Zeitraum
m NN
63
62
61
60
59
58
57
56
55
54
53
52
Wasseranstieg 0 - 200 Tage
y = -0,0002x 2 + 0,0841x + 53,144
R 2 = 0,9959
0 50 100 150 200
Tage
Abb. 138 Wasseranstiegsfunktion bis zum 200. Tag nach Ende der Wasserhaltung
m NN
74,5
74
73,5
73
Wasseranstieg 1000 - 1500 Tage
y = 0,0057x + 65,46
R 2 = 0,997
72,5
72
71,5
71
0 500 1000 1500 2000
Tage
Abb. 139 Wasseranstiegsfunktion vom 1000. bis 1500. Tag nach Ende der Wasserhaltung
270

Ergebnisse und Diskussion
Versuchsanlage G03
Eine zweite Eriophorum- Pflanzung wurde in einer Reihe vorhandener Abzugsgräben für
Niederschlagswasser auf einer Rohbodenfläche angelegt. In den Gräben wurden ca. 2 m lange und
0,5 m breite Mulden gegraben und der Aushub als Wall in Fließrichtung aufgeschüttet. In die
Muldensohle wurden je 20 Exemplare gepflanzt (Abb. 140). Das Wassereinzugsgebiet
(Oberflächenwasser) für jede dieser Mulden betrug ca. 200 m² Rohbodenfläche.
Das Pflanzenmaterial, welches auch in der Versuchsanlage G02 eingesetzt wurde, stammt aus dem
Tagebau Bockwitz, wo es am 13.10.1999 mit freundlicher Unterstützung der Ökostation Borna noch
vor der Flutung entnommen wurde. Die Zwischenlagerung bis zur Pflanzung erfolgte in
wassergefüllten Plastekästen.
G0303 G0302 G0301
G0304 G0305 G0306
G0307 G0308 G0309
Wasserlinie am 10.04.02
G0310
G0311
G0312
G0313
Wasserlinie am 05.07.01
G0314
G0315
Wasserlinie am 14.10.99
Abb. 140 Anordnung der Pflanzmulden im Grabensystem
271

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 141 Versuchsanlage G03 Eriophorum-
Pflanzung
Bonitiert wurde die Zahl der Pflanzen getrennt nach Mutter- und Jungpflanzen sowie die Zahl
blühender Exemplare an 2 Terminen während der Vegetationsperiode.
Versuchsanlage G04
Am 18.12.99 wurden an der Ostböschung des Tagebaues Holzweißig West in Höhe des zukünftigen
Endwasserstandes 19 Mulden (5 m x 20 m) geschoben (Abb. 142). Dadurch sollten günstige
Vorraussetzungen für das Wachstum von Pflanzenarten der Röhrichte und anderer Feuchtstandorte
geschaffen werden.
Bemaßung Versuchsanlage
Holzweißig-West
1:10
0,5m
Endwasserstand
2m
5m
Markierungspflöcke
Abb. 142 Skizze zur Versuchsanlage G04
272

Ergebnisse und Diskussion
Die Pflanzenarten für die Röhrichtetablierungsversuche wurden nach folgenden Kriterien ausgewählt:
• Nachweis in mitteldeutschen Abbaugebieten
• gute Anpassung an nährstoffarme Substrate
• weitgehender Ausschluß windverbreiteter Arten (Ausnahmen: Eriophorum angustifolium, Typha
angustifolia)
• Verfügbarkeit von Saat- und Pflanzgut der Arten aus der Region
Unter diesen Maßgaben wurden die ausgewählten Arten mit verschiedenen Methoden auf dem
Versuchsstandort ausgebracht (Tab. 119). Die Vorkultur der Arten erfolgte in Topfpaletten der
Abmaße: 50 mm x 50 mm x 150 mm. Diese besonders tiefen Töpfe wurden gewählt, um einen langen,
schmalen Wurzelballen zu erzielen, der eine optimale Ausnutzung der Bodenfeuchte am zukünftigen
Standort ermöglicht.
Abb. 143 Juncus compressus (li.), Bolboschoenus maritimus (mi.),
Juncus effusus (re.) Wurzelentwicklung vorkultivierter
Rhizomstücke nach 60 Tagen
Tab. 119 Übersicht zu den Ansiedlungsmethoden
Gattung/Art Direktsaat Direktpflanzung * Vorkultur **
Ansaat Pflanzenanzucht
Agrostis stolonifera
X
Alnus glutinosa X X
Bolboschoenus maritimus X X X
Carex vulpina
X
Carex nigra
X
Deschampsia caespitosa
X
Eriophorum angustifolium X X X X
Glyceria fluitans
X
Glyceria maxima
X
Juncus articulatus X X
Juncus compressus X X X
Juncus conglomeratus X X X X
Juncus effusus X X
Lysimachia vulgaris X X
Lythrum salicaria X X
Molinia caerulea X X X
Nardus stricta
X
Phalaris arundinacea X X X
Pulicaria dysenteria
X
Salix alba X #
Salix sp. X ***
*)
**)
Scrophularia nodosa X X
Typha angustifolia
***)
#)
X
Vegetationsstücke aus natürlichen Beständen
Vegetationsstücke aus natürlichen Beständen - in Töpfen vorkultiviert
Spreitlagen (horizontale, flach mit Substrat überdeckte, austriebfähige Gehölzteile)
Setzstangen (vertikale zu einem Drittel der Länge in das Substrat eingebrachte, austriebfähige Gehölzteile)
273

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Die Lage des Versuches wurde so gewählt, das unterschiedliche Substrate in unterschiedlicher
Lagerung aus denen verschiedene Wachstumsbedingungen resultieren, angeschnitten wurden. Zwei
größere Gruppen und ein Einzelstandort lassen sich wie folgt abgrenzen:
• Mulden 1 bis 10: Angeschnittene Tonschichten, den überwiegenden Teil des Jahres
wasserführend oder feucht, Speisung erfolgt zum Teil aus einem oberhalb der Tonschicht
verlaufenden Grundwasserleiter.
• Mulden 11 bis 18: Kiesig-sandige Mischsubstrate, den überwiegenden Teil des Jahres trocken
oder wechselfeucht.
Die Entwicklung der Ansaaten, Anpflanzungen und der natürlichen Besiedlung an allen drei
Versuchsstandorten wurde durch pflanzensoziologische Bonituren festgehalten. Das individuelle
Ausbreitungsvermögen (vegetativ und generativ) wurde durch Individuenzählung festgehalten.
Begleitende limnologische Untersuchungen zur Wasserqualität umfassten Messungen zu pH,
Nährstoffen und toxischen Metallionen.
Die Aufbereitung des gesammelten Saatgutes erfolgte bis zu einer Reinheit von > 90 %.
Pflanzenrißlinge wurden unmittelbar nach der Teilung der Mutterballen in die o.g. Töpfe oder direkt ins
Freiland (Versuchsstandorte) gepflanzt.
Die Herkunft der verwendeten Pflanzenarten ist Tab. 120 zu entnehmen.
Tab. 120 Herkünfte der verwendeten Pflanzenarten
Gattung/Art Herkunft Pflanz-/Saattermin
Agrostis stolonifera Tagebau Goitsche 15.05.00
Alnus glutinosa Tagebau Goitsche 03.04.00
Alnus glutinosa Tagebau Geiseltal 05.04.00
Bolboschoenus maritimus Salzmünde 05.04.00
Bolboschoenus maritimus Salzmünde 15.05.00
Carex vulpina Halle 15.05.00
Carex nigra Bad-Düben 13.12.99
Deschampsia caespitosa Halle 15.05.00
Eriophorum angustifolium Tagebau Bockwitz 13.12.99
Eriophorum angustifolium Tagebau Bockwitz 03.04.00
Eriophorum angustifolium Tagebau Bockwitz 05.04.00
Glyceria fluitans Tagebau Goitsche 15.05.00
Glyceria maxima Tagebau Goitsche 15.05.00
Juncus articulatus Tagebau Goitsche 13.12.99
Juncus compressus Halle 05.04.00
Juncus compressus Halle 03.04.00
Juncus conglomeratus Tagebau Goitsche 13.12.99
Juncus conglomeratus Tagebau Goitsche 05.04.00
Juncus effusus Tagebau Goitsche 13.12.99
Lysimachia vulg. Wettin 05.04.00
Lythrum salicaria Wettin 05.04.00
Lythrum salicaria Wettin 03.04.00
Molinia caerulea Bad Düben 13.12.99
Molinia caerulea Bad Düben 05.04.00
Nardus stricta Bad Düben 13.12.99
Phalaris arundinacea Pouch 05.04.00
Phalaris arundinacea Pouch 15.05.00
Pulicaria dysenteria Salzmünde 15.05.00
Salix alba Tagebau Geiseltal 05.04.00
Salix sp. Tagebau Goitsche 08.12.99
Scrophularia nodosa Tagebau Goitsche 05.04.00
Typha angustifolia Tagebau Goitsche 05.04.00
274

Ergebnisse und Diskussion
Weidenspreitlagen, Erlenpflanzungen
Der Einbau der Weidenspreitlage erfolgte am 08.12.1999 in drei Mulden vertikal zur zukünftigen
Uferlinie. Dabei wurden je 5 Äste, Durchmesser 20 - 30 mm, Länge ca. 3 m, von folgenden Arten flach
auf den Boden gelegt und die untere Hälfte mit Material aus der Mulde überschoben: S. triandra, S.
viminalis, S. rubens. Die Überdeckung betrug etwa 25 cm. Auf die sonst übliche Befestigung der in die
Luft ragenden Teile der Äste durch Draht oder Faschinen wurde verzichtet, da lediglich die generelle
Austriebsfähigkeit der Arten auf dem Versuchsstandort geprüft werden sollte. Salix alba wurde als
Setzstange (stärkerer Ast/Trieb der nach Entfernen der Seitentriebe etwa zu einem Drittel seiner
Länge senkrecht in den Boden eingebracht wird) auf der Wasserseite der Mulden G0403, 04, 13, 18,
19 gesteckt.
Das verwendete Material stammt aus spontan angesiedelten Beständen im Bereich der Ostböschung
des Tagebaues Holzweißig-West. Der Zuwachs wurde durch Zählung und Längenmessung der
Einzeltriebe am Ende jeder Vegetationsperiode ermittelt.
Die Erlenpflanzung erfolgte ebenfalls in drei Mulden. Dazu wurden zwei- bis dreijährige Sämlinge aus
dem Tagebau Geiseltal-Südfeld in drei Größenklassen aufgeteilt (klein: bis 10 cm, mittel: bis 25 cm;
groß: bis 40 cm) und landseitig in Höhe des zukünftigen Endwasserstandes am 05.04.2000
gepflanzt(Abb. 144). Der jährliche Zuwachs wurde durch Messung der Wuchshöhe am Ende jeder
Vegetationsperiode ermittelt.
Abb. 144 Große Fraktion Alnus glutinosa (G0406) im Mai 2000
Gefäßversuch zur Überflutungstoleranz ausläuferbildender Gräser
Versuchsanstellung: Bei vier Arten (Tab. 121) wurden ungestörte Bodenzylinder (15 cm hoch, 10 l
Volumen) aus dem Pflanzenbestand entnommen und innerhalb von einem Tag in 12 l – PE-Eimern
bis zu einem ca. 20 mm hohen Wasserüberstand mit Leitungswasser geflutet. Während der
Versuchsdauer vom 25.09.01 bis zum 20.04.02 wurden Wasserverluste durch Aqua dest. ergänzt. Mit
Eintritt der Frostperiode erfolgte die weitere Kultivierung im Gewächshaus. Das Pflanzenwachstum
wurde anhand von Trieblänge und -anzahl der lebenden und abgestorbenen Sprosse verfolgt. Nach
Abbruch des Versuches wurde die Vitalität des Rhizom- und Wurzelsystems optisch eingeschätzt.
275

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 121 Herkunft der geprüften Arten
Gattung/Art
Herkunft
Flächenbez. Tagebau
Boden/Substrat
Agrostis gigantea F13 Kayna Süd Mischsubstrate, sandig, kiesig, kohlehaltig
Poa compressa B08 Geiseltal Mischsubstrat, sandig
Agrostis stolonifera B Geiseltal Mischsubstrat Kipp - Kohle - Sand
Calamagrostis epigejos B08 Geiseltal Mischsubstrat, sandig
Die Überflutungstoleranz von Landpflanzen wurde durch Messung der Wassertiefe am
Pflanzenstandort und Einschätzung der Vitalität nach folgender Skala ermittelt:
1. vital
2. schwach vergilbtes Laub während der Vegetationsperiode
3. stark vergilbtes Laub während der Vegetationsperiode
4. abgestorben
Die Vitalitätsbonitur war nur bei Landpflanzenarten sinnvoll, da die Röhrichtarten bei allen
Wasserständen vital erschienen. Auf die unter hohen Wasserständen ausbleibende generative Phase
bei Phragmites australis wird im Ergebnisteil eingegangen.
Untersucht wurden die Tagebaurestlöcher Holzweißig-West und Kayna Süd. Die Überflutungsdauer
errechnet sich für den Tagebaubereich Holzweißig-West nach den unter Abb. 137 bis Abb. 139
angegebenen Wasseranstiegskurven. Für Kayna Süd wurden Pegelmessungen herangezogen.
4.2.2.2 Phänologische Parameter
Bei Vegetationsaufnahmen oder Individuenzählungen auf Flächen mit Initialensetzungen
(ausgenommen Mulchdecksaaten) werden die drei phänologischen Stadien Keimling/juvenil,
vegetativ, generativ unterschieden.
Bei den Versuchen zur Ufersicherung bzw. bei den Mulchdecksaaten der Universität Halle, Institut für
Bodenkunde, wird die Phänologie nach WAGNER & PREDIGER (1989) erhoben (Tab. 122).
Tab. 122 Phänologische Skala für Versuche mit gepflanzten oder angesäten Arten
Note Monokotyle, Dikotyle Bemerkung
1 Ohne Blütenstände Rosettenstadium
mind. % des
Pflanzenbestandes
2 Beginn Ähren-/Rispenschieben verlängerte Triebe o. Knospen 75 %
3 Ähren-/Rispenschieben verlängerte Triebe mit Knospen 75 %
4 Abschluss Ähre-/Rispenschieben Knospen kurz vor Blühbeginn
5 Blühbeginn Blühbeginn 10 %
6 Vollblüte Vollblüte 90 %
7 Ende der Blüte Ende der Blüte 90 %
8 Fruchtansatz Fruchtansatz
9 Reife Reife 75 %
10 Samen ausgefallen Samen ausgefallen 90 %
276

Ergebnisse und Diskussion
4.2.2.3 Entwicklung der Versuche und Ergebniskussion
Röhrichtansiedlung in Mulden an der zukünftigen Wasserlinie
Bei der Anlage der Mulden im Bereich der zukünftigen Uferlinie des Tagebaues Holzweißig-West (vgl.
Abb. 142) wurden verschiedene Substrattypen angeschnitten, die wesentliche Bedeutung für die
Entwicklung der Pflanzenbestände in den Mulden hatten (Gesamtartennachweis für diesen
Versuchsstandort siehe Anlage 27) Im westlichen Teil der Versuchsanlage dominieren tertiäre Tone
und sandige Tone, die einerseits eine günstige Wasserführung andererseits sehr niedrige pH-Werte
aufwiesen (Mulden GW G0401 bis 03 und 05 bis 09, lediglich Mulde 04 zeigte hohe pH Werte
zwischen 7 und 8). Die übrigen Mulden liegen im Bereich kiesig-sandiger Mischsubstrate mit höheren
pH-Werten jedoch weitgehend im sauren Bereich. Die Wasserführung in diesen Mulden ist für
Röhrichtarten ungünstig. Lediglich die Mulden 18 und 19 führten in Teilbereichen längere Zeit Wasser
(Tab. 123).
Tab. 123 Wasserführung und pH - Werte in den angelegten Mulden
Fläche
pH - Wert
Wasserstände in cm
Wasser Boden 03.04.00 08.05.00 15.06.00 27.07.00 20.09.00
G0401 3,04 4,28 20 10 0 (t) 1/3 fe , 2/3 n
G0402 2,90 2,87 40 20 0 (fe) (t) 12 , 1/3 fe
G0403 2,97 4,40 25 5 0 (t) 0 (fe)
G0404 7,63 8,08 20 4 Pfützen 0 (t) 0 (fe)
G0405 3,02 2,92 37 20 0 (fe) (t) 8 , 2/3 fe
G0406 3,31 3,94 35 24 0 (t) 17,5
G0407 4,28 3,46 28 21 0 (t) 12
G0408 3,16 3,48 27 25 0 (fe) (t) 14,5
G0409 2,88 10 1 Pfütze 0 (fe) (t) 1/3 n , 2/3 fe
G0410 3,32 0 0 0 (t) 0 (fe)
G0411 6,49 0 0 0 (t) 5 (2 Pfützen)
G0412 5,00 0 0 0 (t) 5 (2 Pfützen)
G0413 7,74 0 0 0 (t) 2/3 t , 1/3 fe
G0414 8,05 0 0 0 (t) 2/3 t , 1/3 fe
G0415 4,57 0 0 0 (t) 0 (fe)
G0416 4,31 0 0 0 (t) 0 (fe)
G0417 4,78 0 0 0 (t) ½ n , ½ fe
G0418 4,18 0 0 0 (t) 9
G0419 4,13 10 0 0 (t) 14,5
(fe) = Muldensohle feucht
(n) = Muldensohle nass
(t) = Muldensohle trocken
- trocken
- frisch
- feucht
- nass
Beim Ausschieben mit der Planierraupe wurde zwischen den einzelnen Mulden ein Steg belassen, der
den Wasseraustausch zwischen den Mulden verhinderte. So konnte die Entwicklung der
Pflanzenarten entsprechend den spezifischen Bedingungen der jeweiligen Standorte verfolgt werden:
Mulde G0401: Starker Rückgang der Artenzahl nur zwei von 11 Arten sind auch noch nach zwei
Jahren nachweisbar, zwei weitere sind hinzugekommen. Die niedrigen PH-Werte werden offenbar
besonders gut von Alopecurus geniculatus und Calamagrostis epigejos toleriert, die sich spontan
etablierten. Die gepflanzten Arten Eriophorum angustifolium und Carex gracilis etablierten sich gut,
blieben jedoch vegetativ. Juncus effusus war im Bestand konstant, Carex vulpina rückläufig.
Mulde G0402: Keine Spontanbesiedlung, von den gepflanzten Arten waren im Bestand rückläufig:
Molinia caerulea, Juncus effusus, Lythrum salicaria, Glyceria maxima und Glyceria fluitans, Carex
spec., Phalaris arundinacea, Agrostis stolonifera; zunehmend: Carex riparia und Juncus compressus,
Bolboschoenus maritimus war zwischenzeitlich verschwunden konnte jedoch in der zweiten
Vegetationsperiode wieder nachgewiesen werden.
Mulde G0403: Von den angesäten Arten konnten sich Juncus inflexus, Juncus compressus, Lythrum
salicaria und Phalaris arundinacea erfolgreich entwickeln. Lythrum salicaria und Juncus inflexus
277

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
erreichten in der zweiten Vegetationsperiode die generative Phase. Die Muldensohle wird durch
zahlreiche Arten vor allem frischer Standorte besiedelt.
Mulde G0404: Obwohl die Mulde im Sommer trocken fällt sind zwei Juncus-Arten und drei Salix-Arten
in der letzten Vegetationsperiode eingewandert. Der gepflanzte Juncus articulatus-Bestand ist leicht
rückläufig. Die Pflanzenausfälle betreffen vor allem hochgelegene Bereiche, die einer stärkeren
Austrocknung im Sommer unterliegen. Eriophorum angustifolium ist nicht mehr nachweisbar.
Mulde G0405: Kontrolle: keine spontane Besiedlung durch Pflanzen (niedrige pH- Werte schon zu
Beginn der Versuche).
Mulde G0406: Diese Mulde ist am längsten wasserführend. Im Juni 2002 beträgt der Wasserstand
noch 25 cm über der Muldensohle. Trotzdem ist im Sohlenbereich keine spontane Besiedlung z.B.
durch Typha oder Phragmites erfolgt. Wahrscheinlich stellen pH-Werte um 3 und darunter die
Wachstums/Keimungsgrenze für diese Arten dar. Im Zeitverlauf sinkt der pH-Wert in dieser Mulde von
neutralen Werten zu Beginn auf 3,9 im Boden und 3,3 im Wasser ab. Die Feuchtzonen oberhalb der
Wasserlinie sind dagegen mit fast allen an der Ostböschung vorkommenden Juncus-Arten vor allem
Juncus articulatus und Juncus effusus, dicht besiedelt. Hinzu kommen noch Agrostis stolonifera und
Calamagrostis epigejos. Von den gepflanzten Arten sind nur noch Bolboschoenus maritimus und
Glyceria maxima vorhanden. Beide mit rückläufigen Beständen. 2001 wurde die Mulde als
Laichgewässer von Knoblauchkröten (Pelobates fuscus) genutzt.
Mulde G0407: Trotz langwährender Wasserführung war kein Bewuchs an der Rinnensohle (z.B.
durch Typha als Unterwasserkeimer) festzustellen. Zahlreiche Röhrichtarten einschl. Typha und
Phragmites besiedelten dagegen spontan den feuchten Bereich über der Wasserlinie. Der gepflanzte
Nardus-Bestand war in der dritten Vegetationsperiode rückläufig. Nur die "ufernah" gepflanzten
Exemplare etablierten sich gut und fruchteten reich. Von den angesäten Arten sind Juncus effusus,
Lythrum salicaria und erstmalig Eriophorum angustifolium nachgewiesen. 2001 und 2002
Laichgewässer der Knoblauchkröte (Pelobates fuscus).
Mulde G0408: Aus der Ansaat ist nur Phalaris arundinacea nachweisbar (bereits seit der zweiten
Vegetationsperiode fruchtend). Die gepflanzten Arten zeigen unterschiedliche
Entwicklungstendenzen. Während sich Eriophorum angustifolium und Juncus compressus stark
vegetativ ausbreiten zeigen andere Arten rückläufige Tendenzen (Bolboschoenus maritimus, Glyceria
maxima). Carex acutiformis und Juncus effusus haben nahezu unveränderte Bestände.
Mulde G0409: Kontrolle: keine spontane Besiedlung bei pH-Werten um 3,15 verbunden mit hohen
Gehalten an freiem Aluminium.
Mulde G0410: Der Bewuchs der Rinnensohle wird durch zahlreiche Pionierarten gebildet, die oft nur
in der ersten Vegetationsperiode nachgewiesen wurden. Lediglich Calamagrostis epigejos und
Agrostis gigantea treten zu allen Boniturzeitpunkten in der weitgehend trockenen Mulde auf. In der
dritten Vegetationsperiode wandern verstärkt Arten aus den umgebenden Ansaaten ein: Lolium
perenne, Centaurea jacea, Potentilla repens.
Mulde G0411: Nur 4 von 35 der in dieser Mulde nachgewiesenen Arten sind während der drei
Vegetationsperioden durchgehend vertreten. Wie bei Mulde 10 nimmt die Artenzahl während der
Beobachtungsdauer ab (Tab. 124).
Mulde G0412: Auf der überwiegend trockenen Sohle finden sich ausschließlich Arten frischer bis
trockener Standorte. Bei den gepflanzten Arten ist der Molinia caerulea-Bestand zunehmend (16 %),
Lythrum salicaria bleibt nahezu konstant und Juncus effusus ist abnehmend. Alle anderen Arten sind
nicht mehr nachweisbar.
Mulde G0413 und G0414: Spontane Besiedlung durch Arten frischer bis trockener Standorte. Die
Artenzahl nimmt im Beobachtungszeitraum zu. Röhrichtarten sind nicht nachweisbar.
Mulde G0415: Nardus stricta ist wie Lythrum salicaria und Carex vulpina im Bestand konstant.
Einzelne Nardus-Jungpflanzen treten auf. Carex acutiformis vermehrt sich von 10 auf 26. alle anderen
Arten können in der dritten Vegetationsperiode nicht mehr nachgewiesen werden. Spontan treten
Arten frischer bis trockener Standorte auf.
Mulde G04 16: Spontan treten Arten frischer bis trockener Standorte auf.
Mulde G0417: Die gepflanzten Bestände von Molinia caerulea und Juncus effusus sind in der ersten
Vegetationsperiode rückläufig, später nahezu konstant. Die Pflanzen konnten sich nur in den tiefer
gelegenen Teilen der Mulde behaupten. Die angesäten Arten konnten nicht nachgewiesen werden.
Spontan treten überwiegend Arten frischer bis trockener Standorte auf. In der dritten
278

Ergebnisse und Diskussion
Vegetationsperiode wurden die ersten Röhrichtarten in einem Teilbereich nachgewiesen (Juncus
effusus, Juncus articulatus, Juncus bufonius).
Mulde G0418: Das angesäte Phalaris arundinacea ist seit der ersten Vegetationsperiode
nachgewiesen. Spontan treten überwiegend Arten frischer bis trockener Standorte auf. In der ersten
und dritten Vegetationsperiode tritt sporadisch Juncus effusus auf.
Mulde G0419: Von den angesäten Arten tritt nur Lythrum salicaria sporadisch in der zweiten
Vegetationsperiode auf. Neben spontan aufkommenden Arten frischer bis trockener Standorte sind
Juncus effusus in der zweiten und dritten und Juncus articulatus in der zweiten Vegetationsperiode
nachgewiesen.
Tab. 124 Veränderung der Zahl spontan auftretender Arten mit fortschreitender Vegetationsentwicklung
Mulde
Anzahl Arten
Nachweis
2000 2001 2002 Gesamt stets nur 2002
Feucht
G0401 11 3 4 13 1 0
G0402 0 0 0 0 0 0
G0403 23 10 25 2
G0405 0 0 0 0 0 0
G0406 0 6 2 7 1 1
G0407 25 5 9 29 4 3
G0408 19 14 24 5
G0409 0 0 0 0 0 0
Trocken
G0410 15 6 6 20 2 3
G0411 22 16 13 36 5 6
G0412 0 12 26 26 12 14
G0413 0 8 24 24 7 16
G0414 0 12 26 26 12 13
G0415 0 13 14 17 10 4
G0416 0 9 9 15 3 6
G0417 14 8 13 22 6 5
G0418 4 8 9 12 3 3
G0419 8 8 8 15 3 3
G0404 0 11 24 24 11 13
Insgesamt war die Ansiedlung von 20 Arten feuchter Standorte und Röhrichte im Bereich der
zukünftigen Uferlinie bei 75 % der Arten erfolgreich. Unter den geprüften Ansiedlungsmethoden
erwiesen sich Pflanzungen bei der überwiegendenden Zahl der Arten günstiger als Ansaaten.
Limitierende Faktoren für einige Arten waren überwiegend trockene und/oder saure
Standortbedingungen bzw. hohe Konzentrationen freier Aluminiumionen (Glyceria maxima). Andere
erwiesen sich demgegenüber sehr tolerant. Dazu gehören vor allem Juncus bufonius, Juncus effusus
und Juncus conglomeratus. Bei nassen und feuchten Standortbedingungen wuchs die Toleranz
gegenüber niedrigen pH- Werten (vgl. Tab. 125). Arten wie Eriophorum angustifolium tolerierten
Wassermangel nur wenn keine konkurrierenden Arten am Standort wuchsen.
Tab. 125 Ergebnisse der Röhrichtinitialensetzung
erfolgreiche Etablierung* durch:
Gattung/Art Ansaat Anpfl. Spont.
Randbedingungen
pH untere Grenze
Wasser
Boden
Wasserführung
Alopecurus geniculatus x 4,28 3,46 nass bis überwiegend trocken
Bidens frondosa x 3,16 3,48 feucht bis nass
Bolboschoenus maritimus x 3,31 3,94 feucht bis nass
Carex acutiformis x 3,16 3,48 feucht bis nass
Carex gracilis 3,04 4,28 feucht bis nass
Carex riparia x 2,90 2,87 feucht bis nass
Carex vulpina x 3,16 3,48 feucht bis nass
Equisetum palustre x 2,97 feucht bis nass
Eriophorum angustifolium x 4,28 3,46 feucht bis nass
Eriophorum angustifolium x 3,04 3,48 feucht bis nass
279

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
erfolgreiche Etablierung* durch:
Gattung/Art Ansaat Anpfl. Spont.
Randbedingungen
pH untere Grenze
Wasser
Boden
Wasserführung
Glyceria maxima x 5,5 mg Al feucht bis nass
Juncus articulatus x 7,63 8,08 nass bis feucht
Juncus articulatus x 3,16 3,48 nass bis wechselfeucht
Juncus bufonius x 3,16 3,32 nass bis überwiegend trocken
Juncus compressus x 2,90 2,87 feucht bis nass
Juncus conglomeratus x 4,28 3,46 nass bis überwiegend trocken
Juncus conglomeratus x 3,31 3,94 feucht bis nass
Juncus effusus x 2,97 3,48 feucht bis nass
Juncus effusus x 3,16 3,48 wechselfeucht bis überwiegend trocken
Juncus inflexus x 2,97 4,40 feucht bis nass
Juncus inflexus x 3,31 3,46 feucht bis nass
Lysimachia vulgaris x 5,00 überwiegend trocken
Lythrum salicaria x 2,97 3,46 feucht bis nass
Phalaris arundinacea x 2,97 3,48 wechselfeucht bis nass
Phragmites australis x 3,16 3,46 feucht bis nass
Typha latifolia x 3,16 3,46 feucht bis nass
keine erfolgreiche Etablierung:
pH obere Grenze
Lysimachia vulgaris x 4,28 4,78 feucht bis nass
Eriophorum angustifolium x 5 überwiegend trocken
Bolboschoenus maritimus x 2,97 3,48 feucht bis nass
Agrostis stolonifera x 3,31 5,00 nass bis überwiegend trocken
Glyceria fluitans x 3,31 3,94 feucht bis nass
Glyceria fluitans x 5,00 überwiegend trocken
Phalaris arundinacea x 3,31 5,00 überwiegend trocken
Glyceria maxima x 11,8 mg Al ! feucht bis nass
Lythrum salicaria x 5,00 überwiegend trocken
Lythrum salicaria x 2,90 2,87 feucht bis nass
Juncus effusus x 2,90 2,87 feucht bis nass
Juncus effusus x 5 überwiegend trocken
*) Als "etabliert" nach zwei Vegetationsperioden wurde gewertet: 1. konstante oder gestiegene Individuenzahl bei gepflanzten
Beständen, 2. spontanes Auftreten der Art, 3. steter Nachweis der Art nach Auftreten von Keimlingen in angesäten Beständen.
Pflanzungen von Eriophorum angustifolium außerhalb der Mulden an der zukünftigen Uferlinie
Die Entwicklung der im Oktober 1999 gepflanzten Bestände verlief in Abhängigkeit von den jeweiligen
Standortverhältnissen recht unterschiedlich. Auf G01, einem durch Hangwasseraustritte
wechselfeuchten bis nassen Böschungsabschnitt, waren zum Zeitpunkt der Pflanzung bereits
zahlreiche Pflanzenarten mit hohen Deckungsgraden etabliert (Tab. 126).
Tab. 126 Zum Zeitpunkt der Pflanzung etablierter Pflanzenbestand auf G01
Gräser
Kräuter
Gattung/Art Deckung (%) Gattung/Art Deckung (%)
Dactylis glomerata 20 Tanacetum vulgare 1
Calamagrostis epigejos 15 Trifolium arvense 2
Phragmites australis 10 Tussilago farfara 2
Juncus articulatus 1 Plantago lanceolata 0,2
Juncus conglomeratus 0,1 Achillea millefolium 1
Agrostis tenuis 1 Oenothera biennis 1
Jungpflanzen sp. 25 Hypericum perforatum 2
Epilobium angustifolium 1
Deckung ges. 70 Deckung ges. 10
280
Gehölze
Gattung/Art Deckung (%)
Kryptogamen*
Salix sp. 15
Betula pendula 10
Sarothamnus scoparius 0,5
Deckung ges. 25 Deckung ges. 80
*)
Im unmittelbar an die Pflanzungen angrenzenden Schilfbestand traten während der Beobachtungszeit erste Torfmoosinitiale
auf (Sphagnum sp.)

Ergebnisse und Diskussion
Unter diesen Bedingungen blieb die Gesamtzahl der Pflanzen nach leichten Verlusten im ersten
Winter nahezu konstant (Abb. 145). Die abnehmende Zahl alter Pflanzen vor allem in trockeneren
Bereichen der gepflanzten Reihen wurden durch Jungpflanzen kompensiert. Der Anteil blühender
Exemplare des Altpflanzenbestandes stieg in der zweiten Vegetationsperiode von 54 % im Vorjahr auf
59 %.
Anzahl/Stück
60
50
40
30
20
10
Jungpfl.
davon blüh.
Mutterpfl.
0
1999 2000 2001 Jahr
Abb. 145 Bestandesentwicklung der Eriophorum-Pflanzung am Standort G01
Der Standort G03 war dagegen zum Zeitpunkt der Pflanzung durch bewuchsfreien Rohboden
gekennzeichnet. Während der Beobachtungsdauer wurden einige Rinnen und Mulden durch Anflug
von Calamagrostis epigejos und Agrostis gigantea besiedelt, die in der zweiten Vegetationsperiode
die Pflanzmulden G031 bis G039 zu 100 % deckten. Infolge dieser Konkurrenz und der sporadischen
Wasserversorgung (nur bei größeren Niederschlagsereignissen werden Gräben und Pflanzmulden
kurzzeitig mit Wasser gefüllt) konnten sich in diesen Mulden nur wenige Exemplare über zwei
Vegetationsperioden behaupten. In den konkurrenzfreien Mulden war trotz der schlechten
Wasserversorgung eine intensive Jungpflanzenbildung zu beobachten, die den Jungpflanzenanteil auf
dem feuchten Standort G01 um ein Vielfaches übertraf (Abb. 146).
Anzahl/S tück
120
100
80
60
Ausgangsbestand
mit
Konkurrenz
ohne
Konkurrenz
40
20
generativ
0
vegetativ
14.10.99
30.04.00
27.07.00
05.07.01
30.04.00
27.07.00
05.07.01
Abb. 146 Bestandesentwicklung der Eriophorum-Pflanzung am Standort G03
Beim Vergleich der Substratparameter fällt auf, das der Standort G01 wesentlich höhere
Salzbelastungen und leicht erhöhte Aluminiumwerte aufweist als der Standort G03 (Tab. 127).
Tab. 127 Substratparameter an den Standorten der Eriophorumpflanzung
Standort
pH
GBL
NH 4
+
mg/l
Cl -
mg/l
NO 3
-
mg/l
SO 4
2-
mg/l
Fe
mg/
Al
mg/l
G03 4,4 4,0 4,9 1,0 185,8 32,4 0,3
G01 3,2 2,0 82,6 0,6 999,9 3,7 6,6
281

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Weidenspreitlagen und Erlenpflanzungen
Von den in Weidenspreitlagen eingebauten Arten (Salix triandra, Salix viminalis, Salix rubens) zeigte
nur Salix triandra eine Triebentwicklung. Von den in die Spreitlage eingebauten Ästen dieser Art
trieben bis auf eine Ausnahme in G0416 alle aus Die höchste Gesamtwuchsleistung (Abb. 147)
wiesen die Weiden in G0411 auf. Diese Mulde ist durch sandiges frisches Substrat bei neutralen pH-
Werten gekennzeichnet. Tonige Substrate, die mit einer schlechten Luftführung im Boden verbunden
sind, wirken dagegen hemmend auf die Wuchsleistung. Die Weidenaustriebe der Mulde G0416
konnten nur eingeschränkt in die abschließende Bewertung einbezogen werden, da sie in der zweiten
Vegetationsperiode stark verbissen wurden. Dadurch ist bei diesen Weiden kein Zuwachs der
Einzeltrieblängen zu verzeichnen.
Gesamtlänge in cm
2500
2000
1500
1000
500
0
2000 2001 Jahr
pH 4,28 feucht
pH 6,49 frisch
pH 4,31 trocken
Abb. 147 Wuchsleistung aller Treibklassen von Salix triandra im Beobachtungszeitraum
Die Erhöhung des Gesamtzuwachses resultiert sowohl aus der Erhöhung der Triebzahl (Abb. 148) als
auch aus der Länge der Einzeltriebe. Diese differiert zwischen den Mulden und nimmt in der zweiten
Vegetationsperiode zu (ausgenommen die verbissenen Weiden in G0416, vgl. Abb. 149).
Anzahl in Stück
60
50
40
30
Länge in cm
60
50
40
30
20
10
0
2000 2001 Jahr
20
10
0
2000 2001 Jahr
G0401
G0411
G0416
Abb. 148 Durchschnittliche Triebzahl von Salix
triandra
Abb. 149 Durchschnittliche Trieblänge von Salix
triandra
Die Anwuchsrate der mittleren und großen Erlensämlinge lag bei 100 %. lediglich die kleinen
Sämlinge zeigten vor allem in der ersten Vegetationsperiode höhere Ausfälle (Tab. 128). In der
weiteren Entwicklung wiesen alle drei Gruppen hohe Zuwachsraten auf. Unterschiede zwischen den
Gruppen sind zwar tendenziell zu erkennen die Varianz innerhalb der mittleren und großen Gruppe ist
jedoch so hoch, dass Unterschiede nicht statistisch abzusichern sind. Eine pH-Abhängigkeit der
Zuwachsleistung, die bei der mittleren Gruppe deutlich wird, bestätigt sich nicht bei den anderen
Gruppen (Tab. 128). In ähnlicher Weise sind keine Zusammenhänge zwischen Wachstum und
Al-Konzentration, Wasserführung oder Nährstoffversorgung abzuleiten.
282

Ergebnisse und Diskussion
Tab. 128 Entwicklung der Wuchshöhen bei Alnus glutinosa im Beobachtungszeitraum
Alnus glutinosa
je 24 Stck./10 cm
% zur
Ausgangszahl
07.11.00 08.10.01
Zuwachs %
% zur
Ausgangszahl
Zuwachs %
pH Werte
G0401 4,2 190 4,2 410 4,28
G0411 79,2 150 58,3 440 6,49
G0416 79,2 160 79,2 400 4,31
je 9 Stck./25 cm
G0404 100 164 100 508 8,08
G0413 100 192 100 412 7,74
G0418 100 136 100 168 4,18
je 6 Stck./40 cm
G0406 100 160 100 300 3,94
G0414 100 185 100 248 8,05
G0419 100 85 100 135 4,13
Diskussion der Versuchsergebnisse
Der Rückgang der Schilfbestände vieler mitteleuropäischer Binnenseen führte zu einer Konzentration
renaturierungsökologischer Forschungsarbeiten auf diese Art. Andere Röhrichtarten finden in der
Literatur vergleichsweise wenig Beachtung. Unter den spezifischen Bedingungen der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft sind Versuche zur Ansiedlung einer breiten Palette von
Röhrichtarten nur durch (GRÜTTNER 2002) bekannt.
Prinzipiell sind die Möglichkeiten zur Etablierung von Röhrichtarten seit langem bekannt. Einen
Überblick der wichtigsten Arten und Ansiedlungsmethoden gibt Tab. 129. Die Wahl der Methode hängt
wesentlich von der mechanischen Belastung (z.B. durch Wellenschlag), der Pflanzenart und dem
finanziellen Rahmen für die Ausführung der Röhrichtetablierung ab. Mit der Größe der vorkultivierten
Ballen oder der aus bestehenden Pflanzenbeständen entnommenen Vegetationsstücke steigen
mechanische Belastbarkeit und Kosten des Verfahrens. Billige Methoden wie Halmpflanzungen und
Ansaaten sind in ihrer Anwendungsbreite eingeschränkt. Erstere funktionieren nur bei einigen
monokotylen Arten wie: Phragmites australis, Phalaris arundinacea, Glyceria maxima (BITTMANN
1953) oder Agrostis stolonifera.
Ansaaten eignen sich vor allem für Vorkulturen von Matten, Ballen oder Paletten (EPPINGER &
KRUMSCHEID-PLANKERT 1991, GRÜTTNER 2002) oder in mechanisch unbelasteten Bereichen wie
Kleingewässer (BITTMANN 1953). Unter Berücksichtigung der vorgenannten Einschränkung haben
Direktsaaten den Vorteil, kostengünstig eine hohe Flächendeckung zu erzielen.
Bei neutralen pH-Werten und einer optimalen Platzierung der Arten bezüglich der Wasserlinie bzw.
Wasserversorgung kann neben Phragmites australis eine relativ große Zahl von Arten etabliert
werden. Einschränkungen in der Artenpalette treten vor allem bei sinkenden pH-Werten und
Wassermangel (eigene Untersuchungen) oder auch bei zu hohen Wasserständen (z.B. Eupatorium
canabinum (GRÜTTNER 2002) auf.
Tab. 129 Röhrichtarten und Ansiedlungsmethoden bei verschiedenen Autoren
Gattung/Art Methoden Autoren Bemerkungen:
Acorus calamus Röhrichtballen 1
Alisma plantago-aquatica Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Aster tripolium Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
Bolboschoenus maritimus Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Calla palustris Röhrichtballen 1
Carex acutiformis
Röhrichtballen 1
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Carex gracilis Röhrichtballen 1
Carex otrubae
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
283

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Carex paniculata vorkultivierte Vegetationsballen 2 überstauempfindlich
Carex pseudocyperus Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2 überstauempfindlich
Eriophorum angustifolium Aussaat 4
Eupatorium canabinum Vegetationsmatten 2 überstauempfindlich
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Glyceria maxima
Röhrichtballen 1
Halmstecklinge 3
Iris pseudacorus
Röhrichtballen 1
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Juncus articulatus
Vegetationsmatten 2 als Einzelpflanzen ungünstiger
(Wasserwechselzone)
Juncus compressus Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
Juncus conglomeratus Aussaat 4
Juncus effusus
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Juncus inflexus
Aussaat 4
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Lythrum salicaria
Aussaat 4 präventiver Uferschutz (Mulden)
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Mentha aquatica
Vegetationsmatten 2 als Einzelpflanzen ungünstiger
(Wasserwechselzone)
Phalaris arundinacea Röhrichtballen 1
Halmstecklinge 3
Aussaat 4
Phragmites australis
Röhrichtballen 1
Röhrichtballen 5
Röhrichtballen 3 max. 20 cm Wassertiefe
Halmstecklinge 3 für Unterwasserpflanzung
Rhizome oder Rhizomteile, Rißlinge 3 über der Mittelwasserlinie
Rhizome oder Rhizomteile, Rißlinge 6 max. 40 cm Wassertiefe
Wurzelstecklinge * 5 für mineralische Untergründe
Aussaat 3 Kleingewässer
Jungpflanzenanzucht aus Samen 3
Vorkulturen nach Bestmann ** 7
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Pulicaria dysenterica Vegetationsmatten 2 als Einzelpflanzen ungünstiger
(Wasserwechselzone)
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Schoenoplectus lacustris Röhrichtballen 1
Schoenoplectus
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
tabernaemontani vorkultivierte Vegetationsballen 2
Sium latifolium
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2 überstauempfindlich
Typha angustifolia
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Typha latifolia
Vegetationsmatten 2 gemeinsam mit anderen Arten
vorkultivierte Vegetationsballen 2
Typha spec.
Röhrichtballen 1
Horstpflanzung 5 für schlammige Untergründe
*) gemeint sind Rhizomstücke mit Wurzel und Spross
**) vorkultiviertes Material als Ballen, Rhizomstecklinge, Anzuchtpaletten
Legende Autoren:
1 - SCHIECHTL (1973)
2 - GRÜTTNER (2002)
3 - BITTMANN (1953)
4 - Eigene Untersuchungen
5 - KÜMMERLIN (1993)
6 - BESTMANN (1984)
7 - EPPINGER & KRUMSCHEID-PLANKERT (1991)
284

Ergebnisse und Diskussion
In der ingenieurbiologischen Praxis hat die Verwendung von Pioniergehölzen zur Stabilisierung von
Rohbodenböschungen und im Uferschutz lange Tradition. Erste Arbeiten sind bei SCHIECHTL (1973)
Anfang des 20 Jh. erwähnt. Eine Vorreiterrolle bei der Propagierung ingenieurbiologischer Methoden
auf Rohböden kommt HEUSON (1935), HEUSON (1947) und SCHIECHTL (1958) zu. Viele der
damals oft empirisch gewonnenen Erkenntnisse haben bis heute uneingeschränkte Gültigkeit.
Erwähnt sei hier nur die von HEUSON (1947) geforderte umgehende Bepflanzung von Rohböden um
die in verkipptem Material gespeicherten Wasservorräte und das in der Regel günstige Porenvolumen
zu nutzen und die von SCHIECHTL (1958) entwickelte Abdeckung von Ansaaten mit Mulchmaterial
zur Verbesserung des Wasserhaushaltes während der Keimung und Jugendentwicklung. Beide
Autoren setzen auf Rohböden Pioniergehölze als Ammenpflanzen oder lebende Baustoffe ein. Im
Vordergrund stehen dabei die verschiedenen Weiden- und Erlenarten. Viele dieser Arten besiedeln
Standorte an fließenden oder stehenden Gewässern von den Niederungen bis in den alpinen Raum.
Betrachtet man die für die Niederungen relevanten Arten unterscheiden sich die Standorte doch
deutlich. Die meisten Weiden sind sehr überflutungstolerant benötigen aber wenigstens zeitweise gut
durchlüftete Standorte (hohes Grobporenvolumen), die während der Jugendentwicklung
konkurrenzfrei sein müssen. Im natürlichen Lebensraum sind dies oft Kies und Sandflächen in den
Flußauen nach Hochwässern.
Verschiedene Versuche im Tagebaurestloch Holzweißig belegen die sehr gute Austriebsfähigkeit und
Wuchsleistung bei verschiedenen Arten (Salix alba, Salix cinerea, Salix purpurea, Salix viminalis), die
nicht durch grundwassernahe, wohl aber gut durchlüftete Standorte gekennzeichnet sind. Es handelt
sich um sandig kiesige Quartär- und Mischsubstrate. Die pH-Werte liegen im leicht sauren Bereich
zwischen 4,5 (C03) und 5,5 (nördlich GW-H01). Die auf dem Standort C03 aufgebrachte
Mulchabdeckung verbesserte die Wasserversorgung an der Oberfläche sogar so weit, dass sich im
Frühjahr 1998 Weidenanflug etablieren konnte. Dabei handelt es sich überwiegend um Sämlinge von
Salix caprea (6 Exemplare/100 m²), die bis 2002 eine mittlere Wuchshöhe von 8 cm erreichten. Die
Weidenarten des bereits 1993 angelegten Versuches erreichen eine mittlere Höhe von 2,5 m. In
beiden Versuchen sind Ausfälle nur an Stellen mit oberflächig sichtbaren Pyritverwitterungen zu
beobachten. Obwohl die Zahl der ausgebrachten Steckhölzer nicht mehr exakt nachvollzogen werden
kann, wird die Anwachsrate in beiden Versuchen auf über 80 % geschätzt.
Auch bei älteren Versuchen in der Lausitz (GÜNTHER & MORGENEYER 1957) wurden hohe
Anwachs- und Zuwachsraten bei einem Sortenversuch auf trockenen Sanden in der Lausitz erzielt.
Neben anderen getesteten Arten wurden bei Salix triandra und Salix viminalis Anwachsquoten
zwischen 78 % und 84 % erzielt.
Der Etablierungserfolg im Lebendverbau hängt wesentlich vom Bewurzelungsvermögen der einzelnen
Weidenarten ab. Nach SCHIECHTL (1992) sind Weiden ab etwa 50 Bewurzelungsprozent für die
Anwendung auf extremen Standorten verwendbar. Bei höheren Ansprüchen an die mechanische
Belastbarkeit, z.B. beim ingenieurbiologischen Verbau sollten wenigstens 70 % der verwendeten
lebenden Hölzer austreiben können. Die wichtigsten Arten, die im Mitteldeutschen Raum diesen
Forderungen genügen sind (Angaben nach SCHIECHTL 1992):
• Salix purpurea (mehr als 95 %)
• Salix fragilis (mehr als 90 %)
• Salix viminalis (mehr als 85 %9
• Salix alba (mehr als 75 %)
• Salix cinerea (ca 70 %)
Von HÖRANDEL et al. (2002) wird das Bewurzelungsvermögen von Salix triandra als gut (im Bereich
von Salix cinerea) eingeschätzt. Bei den gleichen Autoren findet sich der Hinweis auf gute
Vermehrungserfolge bei Salix caprea, wenn diese kurz nach der Blühte geschnitten würde. Diese Art
dringt neben Salix purpurea am weitesten in trockene Bereiche vor. Steckhölzer die zur üblichen Zeit
während der Vegetationsruhe geschnitten werden bewurzeln sich bei dieser Art sehr schlecht.
Die Ansprüche an den Boden-pH-Wert liegen bei den meisten Arten im neutralen bis basischen
Bereich. Lediglich Salix fragilis und Salix cinerea sind etwas säuretoleranter eingestuft (vgl. Tab. 130).
Ausgesprochen säuretolerante Arten wie Salix aurita haben als "Moorweiden" andere Habitate. Sie
sind auf Rohbodenstandorten nicht geeignet.
285

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 130 Zeigerwerte der im Text erwähnten Gehölze nach ELLENBERG (1979)
Art L T K F R N
Salix alba 5 6 6 8 8 7
Salix aurita 7 3 8 3 3
Salix caprea 7 3 6 7 7
Salix cinerea agg. 7 5 9 5 4
Salix triandra 8 5 5 8 8 5
Salix viminalis 8 6 7 8 8
Salix x rubens 5 6 8 6 6
Salix fragilis 5 5 3 8 5 6
Salix purpurea 8 5 4 8
Alnus glutinosa 5 5 3 9 6
Legende:
L: Lichtzahl R: Reaktionszahl
T: Temperaturzahl N: Stickstoffzahl
K: Kontinentalitätszahl F: Feuchtezahl
Von den im Versuch geprüften Arten hatte offenbar Salix triandra als einzige das Vermögen unter den
niedrigen pH-Werten der Mulden noch auszutreiben. Vergleicht man den Zuwachs mit Daten der
selben Art bei GÜNTHER & MORGENEYER (1957) ergeben sich keine wesentlichen Unterschiede
zwischen den Wuchsleistungen dieser Art obwohl die Standortbedingungen im Muldenversuch, vor
allem die niedrigen pH-Werte, teilweise ungünstiger waren (Tab. 131).
Tab. 131 Wuchsleistung von Salix triandra auf verschiedenen Standorten
Gattung/Art Standort Trieblängen cm pH-Wert
Salix triandra G0401 85 4,3
Salix triandra G0411 151 6,5
Salix triandra * Laubusch 90 6,3 - 6,5
* in: GÜNTHER & MORGENEYER (1956)
Die Nachteile einiger Weiden auf verdichteten staunassen sauren Standorten können durch die
Verwendung von Erlen (im Tiefland insbesondere Alnus glutinosa), ideal ausgeglichen werden. Neben
einem oberflächennahen Feinwurzelsystem, dem vor allem die Nährstoffaufnahme zugeschrieben
wird (MC VEAN 1956), bilden Schwarzerlen kräftige, wenig verzweige, tiefreichende Wurzeln aus, die
vor allem statische Funktionen haben und der Wasseraufnahme dienen. Sie sind in der Lage, die
Bäume in den weichen Böden ihres natürlichen Verbreitungsgebietes (Verlandungsmoore, Brüche
und Ufer kleinerer Fließgewässer) zu verankern. Spezielle Sauerstofftransportmechanismen
ermöglichen den tiefreichenden Wurzeln ein Überleben unter dauerndem Wasserstau auch unter
anaeroben Verhältnissen. Anders als bei vielen Röhrichtarten, die über Aerenchyme in der
Wurzelrinde als Luftleitsysteme verfügen werden die tiefreichenden Wurzeln der Schwarzerle durch
Thermoosmose- und Diffusionsvorgänge im sekundären Xylem mit Sauerstoff versorgt (WÖTZEL
1997, LATTERMANN 1994).
Durch Verlagerung des Feinwurzelsystems in Oberflächennähe (Adventivwurzelbildung) und
Vermeidung von Sauerstoffverlusten an den Senkwurzeln (Reduktion der Verzweigung) (WÖTZEL
1997) können Erlen schnell auf schwankende Grundwasserspiegel reagieren. Da die
Sauerstoffversorgung der Wurzeln im Wesentlichen durch Lentizellen an der Stammbasis realisiert
wird, dürfte ein Überstau der Stammbasis nur kurzzeitig ertragen werden. In diesem Punkt zeigen sich
die Erlen den überflutungstoleranteren Weiden unterlegen.
Die Flexibilität des Wurzelsystems der Erlen auf den verschiedensten Standorten spiegelt sich auch
im Muldenversuch wieder. Weder Bodeneigenschaften noch Nährstoffversorgung in den einzelnen
Mulden haben einen deutlichen Einfluss auf das Wachstum der Bäume. Unterschiede in der
Wasserversorgung (feuchtere Mulden haben im Mittel höhere Zuwachsleistungen als trockenere)
lassen sich nicht statistisch sichern. Selbst bei niedrigen pH- Werten wurden noch mittlere
Zuwachleistungen erreicht (Tab. 128). Kipprohböden sind häufig kleinräumig so inhomogen, dass die
Pflanzen auch bei insgesamt niedrigen pH-Werten unbelastete Wurzelbahnen finden können.
Die Nährstoffversorgung scheint für die gepflanzten Erlen kein Problem zu sein. Ein Grund ist sicher
auch das Vermögen der Erlen über Aktinomyceten Luftstickstoff zu binden. Sie sind damit unabhängig
286

Ergebnisse und Diskussion
von der Versorgung mit diesem Hauptnährstoff. Phosphor wird in der Regel bei absinkenden pH-
Werten mobilisiert und damit pflanzenverfügbar. Über den tatsächlichen Bedarf an Nährstoffen liegen
für Erlen auf Rohböden keine Informationen vor.
Die Ansiedlung von 20 Arten feuchter Standorte und Röhrichte im Bereich der zukünftigen Uferlinie
war bei 75 % der Arten erfolgreich. Unter den geprüften Ansiedlungsmethoden erwiesen sich
Pflanzungen bei der überwiegendenden Zahl der Arten günstiger als Ansaaten. Limitierende Faktoren
für einige Arten waren überwiegend trockene und/oder saure Standortbedingungen bzw. hohe
Konzentrationen freier Aluminiumionen (Glyceria maxima). Andere erwiesen sich demgegenüber sehr
tolerant. dazu gehören vor allem Juncus bufonius, Juncus effusus und Juncus conglomeratus. Bei
nassen und feuchten Standortbedingungen wuchs die Toleranz gegenüber niedrigen pH-Werten (vgl.
Tab. 125). Arten wie Eriophorum angustifolium tolerierten Wassermangel nur, wenn keine
konkurrierenden Arten am Standort wuchsen.
Von den geprüften Gehölzen erwies sich Alnus glutinosa als die Art mit der höchsten Toleranz
gegenüber den verschiedensten Standortbedingungen. Von den Weiden zeigte nur Salix triandra ein
befriedigendes Wuchsverhalten. Wie eine ältere Versuchsanlage an der Nordböschung des
Tagebaues zeigt, sind dagegen auf hinreichend gut durchlüftetem Substrat auch weitere Arten in der
Lage sich zu etablieren. Weidenanflug, der sich unter günstigen Bedingungen bereits kurz nach der
Ausformung der Böschung einstellt, sollte als Materiallieferant für Verbaumaßnahmen genutzt werden,
wenn es sich um gut bewurzelbares Material handelt. Erlen und Weiden ergänzen sich in ihren
Standortansprüchen auf Rohböden.
Sowohl Landpflanzen- als auch Röhrichtarten (als ehemalige Landpflanzen) können unter extremen
Bedingungen besonders bezüglich der Wasserversorgung des Standortes überleben. Die Toleranz
der einzelnen Arten ist sehr unterschiedlich. Sie hängt offensichtlich wesentlich von der Fähigkeit zur
Ausbildung von Rhizomen oder ähnlichen morphologischen Strukturen ab, die als Wasser- und
Nährstoffspeicher oder zum Sauerstofftransport dienen:
Röhrichte (Phragmites australis, Typha spec.) reagieren auf diese Stresssituation mit
Sprossverlängerung. Rhizomtragende Gräser (Poa compressa, Calamagrostis epigejos) können für
gewisse Zeit aus Speichervorräten zehren. Einige Arten bilden Kriechtriebe mit auf der
Wasseroberfläche flutenden Blättern (Agrostis stolonifera, Alopecurus geniculatus). Arten ohne
derartige Anpassungen leben nach Überstauung nur noch wenige Tage (Festuca cinerea,
Corynephorus canescens).
Offen bleibt, ob Landpflanzen unter extremen Bedingungen, wie aufgehendem Grundwasser,
kurzfristig in der Lage sind, ihre morphologischen Strukturen (z.B. Rhizome) anzupassen und auf
Sauerstoffspeicherung umzustellen. Eine solche Umstellung wäre notwendig, um bei sinkenden
Redoxpotenzial en in überfluteten Böden Wurzeln und Rhizome funktionsfähig zu erhalten. Böden mit
einem hohen Anteil organischer Substanz reagieren mit einem besonders starken Abfall des
Redoxpotenzial s nach der Überflutung.
Präventiver Uferschutz ist bereits in die Planung von Begrünungs- und Rekultivierungsmaßnahmen für
den Bereich der zukünftigen Uferlinie einzubeziehen. Die Wahl geeigneter Methoden und
Pflanzenarten wird dabei von den Substratverhältnissen und dem Gefährdungsgrad des
entsprechenden Böschungsabschnittes bestimmt. Die Palette der Möglichkeiten reicht von
Ansaatmischungen unter Verwendung überflutungstoleranter Arten, die auch bei Überflutung das
Substrat längere Zeit fixieren können, bis zu Pioniergehölz- und Röhrichtpflanzungen in
ausgeschobenen Mulden.
287

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4.2.3 Gelenkte Sukzessionsprozesse (Land-Reitgras-Management)
288
(Annett Baasch & Matthias Stolle)
Experimentelle Untersuchungen zum Erfolg von Mahd
Es wurden an Land-Reitgras-Beständen im Tagebau Goitsche (Sandtrockenrasen bei Petersroda),
Tagebau Kayna-Süd und Tagebau Roßbach die Möglichkeiten zur Zurückdrängung der Art durch
Mahd analysiert. Ausgehend von den Standortbedingungen und dem Arteninventar der Flächen
wurden unterschiedliche Zielartengruppen unter der Fragestellung, ob eine Förderung durch die
Pflegeeingriffe erreicht werden kann, betrachtet.
Folgende Fragestellungen wurden im Speziellen bearbeitet:
Sandtrockenrasen Petersroda
• Kann Calamagrostis epigejos auf Extremstandorten durch Mahd zurückgedrängt werden?
• Können die Zielarten der Sandtrockenrasen von der Pflegemaßnahme profitieren?
• Wie nachhaltig wirken diese Pflegeeingriffe?
Kayna-Süd
• Kann Calamagrostis epigejos auf trockenen, aber basenreichen Standorten durch Mahd
zurückgedrängt werden?
• Welchen Einfluss hat Mahd auf die Entwicklung der oberirdischen Biomasse von
Calamagrostis epigejos?
• Können Arten der Halbtrockenrasen von dieser Pflegemaßnahme profitieren?
Roßbach
• Kann Calamagrostis epigejos auf Standorten im mesophilen Bereich durch Mahd
zurückgedrängt werden?
• Können Arten der Frischwiesen von der Pflegemaßnahme profitieren?
Dabei wurde folgende Methodik angewandt:
Auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda wurden im Rahmen des Forschungsverbundes
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands (FBM 1999) im Frühjahr 1995 5 m x 5 m
große Untersuchungsflächen in Land-Reitgras- reichen Sandtrockenrasen eingerichtet. Die Flächen
wurden seit 1999 innerhalb eines Projektpraktikums der Universität Halle, Institut für Geobotanik, und
seit dem Jahr 2000 auch von der Hochschule Anhalt, Fachbereich I, betreut. Alle Flächen und Daten
wurden in das FLB-Projekt übernommen.
Die Analysen basieren auf den Daten von 6 Untersuchungsflächen, welche in den Jahren von 1995
bis 2001 vegetationskundlich (Vegetationsaufnahmen mit prozentgenauer Deckungsschätzung für die
Gesamtfläche von 25 m²) und von 1996 bis 2001 populationsbiologisch (Zählung der Triebzahlen von
Calamagrostis epigejos auf neun 0,25 m² großen Quadranten pro Untersuchungsfläche) bearbeitet
wurden. Zur Auswertung der populationsbiologischen Untersuchungen wurde die Halmanzahl auf eine
Flächengröße von 1 m² hochgerechnet. Drei der 25 m² großen Untersuchungsflächen wurden in den
Jahren 1996, 1997 und 1998 jeweils am 31. Juli gemäht und werden im Folgenden als Mahdflächen
bezeichnet. Drei weitere Flächen blieben unbehandelt und dienten als ungestörte Kontrollflächen.
Im August 1999 wurden im Tagebau Kayna-Süd auf einer Land-Reitgras- reichen, westexponierten
Böschung zehn Untersuchungsflächen mit einer Größe von 5 m x 5 m eingerichtet. Für
populationsbiologische Fragestellungen wurde an der süd-westlichen, unteren Ecke der 25 m²-
Flächen jeweils eine 1 m²-Teilfläche abgegrenzt. Fünf der Untersuchungsflächen wurden im Juni und
August des Jahres 2000 und im Juni 2001 gemäht. Die restlichen fünf Flächen stellen ungestörte
Kontrollflächen dar. In die Analysen fließen die Daten der vegetationskundlichen und
populationsbiologischen Untersuchungen aus den Jahren 2000 bis 2002 ein.
In einem weiteren Versuch wurde in den Calamagrostis-Beständen des Tagebaues Kayna-Süd
exemplarisch der Einfluss der Mahd auf die Entwicklung der oberirdischen Biomasse untersucht. In

Ergebnisse und Diskussion
drei aufeinander folgenden Vegetationsperioden (1999 bis 2001) wurde die Produktion der
oberirdischen Biomasse von Calamagrostis-dominierten Pflanzenbeständen durch Mahd in drei
verschiedenen Varianten mit drei Wiederholungen ermittelt:
• Mahd mit Mähgutberäumung
• Mahd ohne Mähgutberäumung
• ohne Mahd.
Die Größe der Einzelparzellen betrug jeweils 4 m². Davon wurde je 1 m² für die Biomasseermittlung
herangezogen. Neben den Gewichtsanteilen wurde die Deckung der Hauptbestandesbildner
prozentgenau vor den jeweiligen Terminen der Mahd aufgenommen.
Im Mai 2000 wurden im Tagebau Roßbach auf einer von Land-Reitgras dominierten Böschung sieben
5 m x 5 m große Untersuchungsflächen eingerichtet. Für populationsbiologische Fragestellungen
wurden ebenfalls an der südwestlichen, unteren Ecke der 25 m²-Flächen 1 m² große Teilflächen
abgegrenzt. Vier der Untersuchungsflächen wurden im August 2000 und im Juni 2001 gemäht. Die
restlichen drei Flächen stellen ungestörte Kontrollflächen dar. In die Analysen fließen die Daten der
vegetationskundlichen und populationsbiologischen Untersuchungen aus den Jahren 2000 bis 2002
ein.
Von allen Untersuchungsflächen wurden Bodenproben aus den oberen 10 cm entnommen und der
pH-Wert nach den Bestimmungen der Bodenkundlichen Kartieranleitung (AG BODEN 1994) ermittelt.
Tab. 132 zeigt die Standortfaktoren (pH-Wert und Bodenart) auf den Flächen. Die Werte wurden über
alle Untersuchungsflächen je Standort (Mahd- und Kontrollflächen) gemittelt.
Tab. 132 Bodenart und mittlere pH-Werte der Untersuchungsflächen
Petersroda Kayna-Süd Roßbach
Bodenart Sand Lehm Lehm (Löß)
pH-Wert 4,2** 7,3** 7,6**
Die Mittelwerte wurden mit dem T-Test auf Signifikanz geprüft.
** Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von 0,01 signifikant.
Die Bodenfaktoren der Untersuchungsflächen im Tagebau Goitsche (Sandtrockenrasen bei
Petersroda) unterscheiden sich deutlich von denen in Kayna-Süd oder Roßbach. Die sandigen,
schnell austrocknenden Böden mit stark saurer Reaktion stellen für die Vegetation einen
Extremstandort dar. In Kayna-Süd und Roßbach wurde Lehmboden mit sehr schwach bzw. schwach
alkalischer Bodenreaktion festgestellt. Die pH-Werte unterscheiden sich in den verschiedenen
Untersuchungsgebieten signifikant voneinander.
Tab. 133 zeigt die Ausprägung der Land-Reitgras-Bestände sowie die Deckungswerte für relevante
soziologische Artengruppen (Zielartengruppen) zu Untersuchungsbeginn. Die Werte wurden über alle
Untersuchungsflächen je Standort (Mahd- und Kontrollflächen) gemittelt. Die Sortierung der Arten
nach dem soziologischen Verhalten erfolgte in Anlehnung an FRANK & KLOTZ (1988).
Tab. 133 Übersicht über die Vegetationszusammensetzung auf den Flächen zu Untersuchungsbeginn (Mittelwert
über alle Flächen)
Petersroda Kayna-Süd Roßbach
Ausprägung der Land-Reitgras-Bestände
Anzahl Land-Reitgras-Triebe (1 m²) 90* 154 228
Land-Reitgras-Deckung (25 m²) 25** 11** 54**
Deckung ausgewählter soziologischer Gruppen (25 m²) in %
Arten der Sandtrockenrasen 18** (AZ = 5) 0 0
Arten der Halbtrockenrasen 0** 17** (AZ = 6) 2** (AZ = 2)
Arten der Frischwiesen 0** 2 (AZ = 4) 4 (AZ = 2)
Andere 1** (AZ = 1) 9** (AZ = 16) 18** (AZ = 7)
Die Mittelwerte wurden mit dem T-Test (Triebanzahl) bzw. U-Test (Deckung) auf Signifikanz geprüft.
** Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von p ≤ 0,01 signifikant.
* Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von 0,01 ≤ p ≤ 0,05 signifikant.
289

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Die Vegetationsbedeckung der Flächen im Tagebau Goitsche, Sandtrockenrasen bei Petersroda
entsprach einem stark von Land-Reitgras durchsetzten Sandtrockenrasen (vgl. Tab. 133). Neben
Calamagrostis epigejos mit ca. 25 % Deckung und einer Dichte von etwa 90 Halmen pro m² traten fast
ausschließlich Arten der Sandtrockenrasen auf. Diese deckten durchschnittlich 18 % der Flächen. Als
stetige Arten sind besonders Corynephorus canescens, Helichrysum arenarium, Jasione montana,
Hieracium pilosella und Rumex acetosella zu nennen. Insgesamt wurden auf den 25 m² - Flächen
durchschnittlich 8 Arten festgestellt.
In Kayna-Süd fällt der Deckungswert von Calamagrostis epigejos mit 11 % äußerst gering aus. Die
mittlere Dichte des Bestandes betrug auf den Mahdflächen ca. 130, auf den Kontrollflächen 180
Triebe pro Quadratmeter. Schätzfehler und/oder eine nicht optimale Flächenwahl können nicht
ausgeschlossen werden. Die Flächen waren mit durchschnittlich 28 Arten pro 25 m² relativ artenreich.
Neben Arten der Halbtrockenrasen, wie z.B. Ononis repens, Carlina vulgaris und Inula conyza traten
Rubus caesius, Picris hieracioides, Oenothera biennis, Cirsium arvense und weitere Arten oft
gestörter Standorte stetig auf.
Auf den Flächen im Tagebau Roßbach befanden sich zu Untersuchungsbeginn ausgeprägte Land-
Reitgras-Dominanzbestände. Calamagrostis epigejos deckte durchschnittlich 50 % der Flächen und
wies eine Dichte von ca. 228 Trieben pro m² auf. Sehr hohe Deckungen erreichte mit ca. 15 % auch
Rubus caesius. Mit Cirsium arvense, Galium aparine und Equisetum arvense traten weitere Arten oft
gestörter Standorte stetig auf. Die Frischwiesenarten Arrhenatherum elatius und Galium mollugo
deckten zusammen ca. 4 % der Flächen. Mit durchschnittlich nur 13 Arten pro 25 m² waren die
Flächen ausgesprochen artenarm.
Ergebnisse der vegetations- und populationsbiologischen Untersuchungen im Tagebau
Goitsche
Abb. 150zeigt für die Jahre 1995 bis 2001 die mittlere Artenzahl auf Mahd- und Kontrollflächen. In
Abb. 151 werden durchschnittliche Deckung und Triebdichte von Calamagrostis epigejos sowie die
Gesamtdeckung der Sandtrockenrasenarten in den Jahren 1996 bis 2001 in Diagrammen abgebildet.
Die Ergebnisse des durchgeführten Signifikanztests (U-Test) sind aus Tab. 134 und Tab. 135
ersichtlich.
Im Sommer 1996 unterlagen die Mahdflächen in Petersroda erstmalig der Pflegemaßnahme, die in
den beiden Folgejahren wiederholt durchgeführt wurde. 1997 gingen die Deckungswerte von
Calamagrostis epigejos von über 30 % im Vorjahr auf durchschnittlich 4 % signifikant zurück.
Ebenfalls erheblich abgefallen ist der Streuanteil auf den Flächen. Machte er 1996 noch etwa 25 %
aus, lag er nun durchschnittlich bei 2 %. 1999, ein Jahr nach der dritten und letzten Mahd, tendierten
die Deckungen von Land-Reitgras und Krautstreu nahezu gegen Null, und auch in den Folgejahren
2000 und 2001 konnte kein kontinuierlicher Wiederanstieg festgestellt werden. Ein ähnlicher, jedoch
zeitlich verzögerter Trend ist hinsichtlich der gezählten Land-Reitgras-Triebe zu verzeichnen. Nach
zweimaliger Mahd (1996 und 1997) ist im Jahr 1998 ein signifikanter Rückgang zu verzeichnen. Die
Anzahl sank um etwa die Hälfte auf ca. 50 Triebe pro Quadratmeter und blieb danach bis zum Ende
der Untersuchungen etwa konstant. Trotz des starken Rückgangs von Calamagrostis epigejos konnte
jedoch keine kontinuierliche Deckungszunahme durch die Arten der Sandtrockenrasen konstatiert
werden. Die Gesamtartenzahl stieg von durchschnittlich 10 Arten 1996 auf 14 Arten im Jahr 1999 und
fällt dann bis zum Jahr 2001 wieder leicht ab.
Parallel zur Entwicklung der Land-Reitgras-Bestände auf den Mahdflächen sind auf den ungestörten
Kontrollflächen ebenfalls signifikante Deckungsminderungen bei Land-Reitgras zu verzeichnen. Die
Rückgänge sind jedoch weniger stark ausgeprägt. So fällt die Deckung 1997 auf durchschnittlich
17 %, bleibt die folgenden Jahre etwa konstant und verringert sich im Jahr 2001 nochmals auf
nunmehr 10 %. Die Anzahl der gezählten Triebe von Land-Reitgras reduzierte sich ebenfalls. So
wurden 1996 noch ca. 80 Triebe/m² gezählt, ab dem Jahr 1998 nur noch ca. 60 Triebe. Eine
erhebliche Verringerung der Streuschicht erfolgte im Jahr 1999. Die Anzahl der auf den Flächen
vorgefundenen Arten erhöhte sich von 9 im Jahr 1996 auf 11 im Jahr 1999 und damit schwächer als
auf den gemähten Flächen. Auf Mahd- und Kontrollflächen zeigt sich eine hohe Standardabweichung
hinsichtlich der Artenzahlen, so dass eine signifikant höhere Zunahme an Arten auf den gepflegten
Flächen nicht festgestellt werden kann.
290

Ergebnisse und Diskussion
Artenzahl
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001
Kontrolle
Mahd
Abb. 150 Artenzahlen von
Mahd- und Kontrollflächen auf
dem Sandtrockenrasen in
Petersroda
Tagebau Goitsche
Mahdflächen
mittlere Deckung in % [25m²; n=3]
100
Mahd
90
31.7.96
80
Mahd
70
31.7.97
60
50
40
30
20
10
0
Mahd
31.7.98
17.07.95 29.07.96 18.07.97 13.07.98 23.06.99 05.07.00 04.07.01 22.05.02
mittlere T riebzahl [1m²; n=9]
350
mittlere Höhe in cm [ n=3]
100
300
250
Mahd
75
200
50
150
100
25
50
0
0
30.7.96 23.7.97 14.7.98 23.6.99 5.7.00 4.7.01
ungestörte Kontrollflächen
mittlere Deckung in % [25m²; n=3]
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
17.07.95 29.07.96 18.07.97 13.07.98 23.06.99 05.07.00 04.07.01 22.05.02
mittlere T riebzahl [1m²; n=9]
mittlere Höhe in cm [ n=3]
350
100
300
250
75
200
50
150
100
25
50
0
0
30.7.96 23.7.97 14.7.98 23.6.99 5.7.00 4.7.01
restliche Arten
Arten der Sandtrockenrasen
Calamagrostis epigejos
Krautstreu
generative Triebe
vegetative Triebe
mittlere Triebhöhe
Abb. 151 Mahd- und Kontrollflächen im Tagebau Goitsche, Entwicklung der Land-Reitgras-, Zielarten- und
Krautstreudeckung auf den 25 m-Flächen² sowie Anzahl und Höhe der gezählten Calamagrostis epigejos-
Triebe pro m²
291

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 134 U-Test: Deckungsunterschiede zwischen 1996 (vor der Mahd) und den Folgejahren 1997 bis 2001 im
Tagebau Goitsche
Mahdflächen
Kontrollflächen
Jahr 1997 1998 1999 2000 2001 1997 1998 1999 2000 2001
Calamagrostis epigejos 1996 * * * * * * * * * *
Arten der Sandtrockenrasen 1996 n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s. n.s.
Streu 1996 * * * * * n.s. n.s. * * *
Tab. 135 U-Test: Mittelwertsunterschiede zwischen 1996 (vor der Mahd) und den Folgejahren 1997 bis 2001 im
Tagebau Goitsche
Mahdflächen
Kontrollflächen
Jahr 1997 1998 1999 2000 2001 1997 1998 1999 2000 2001
Triebe Calamagrostis epigejos 1996 n.s. ** * ** ** n.s. n.s. n.s. * n.s.
** Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von p ≤ 0,01 signifikant.
* Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von 0,01 ≤ p ≤ 0,05 signifikant.
n.s. Mittelwertsunterschiede sind nicht signifikant
Ergebnisse der vegetations- und populationsbiologischen Untersuchungen im TB Kayna-Süd
Die Mahdflächen in Kayna-Süd unterlagen im Jahr 2000 einer zweischürigen Mahd, wobei das
Schnittgut von der Fläche entfernt wurde.
Wie Abb. 152 verdeutlicht, konnte im Folgejahr ein erheblicher Rückgang der Streuschicht von über
90% auf durchschnittlich 50 % festgestellt werden. Ein Rückgang von Calamagrostis epigejos war
allerdings nicht zu verzeichnen: Der Deckungswert zeigte einen leichten Anstieg von 5 % auf 7 %, die
gezählten Triebe erhöhten sich von 132 auf 172 pro m². Nach einer weiteren Mahd im Juni 2001 stieg
die Land-Reitgras-Deckung im Folgejahr weiterhin leicht auf 9 % an. Die Anzahl der Triebe sank im
Gegensatz von über 100 auf 61 pro Quadratmeter. Die durchschnittliche Höhe der Triebe verringerte
sich unter dem Einfluss der Mahd nicht. Ein fördernder Einfluss der Pflegemaßnahme auf die Zielarten
der Halbtrockenrasen konnte anhand der Deckungswerte noch nicht festgestellt werden. Auf den
ungestörten Flächen blieb die Deckung von Land-Reitgras bei ca. 17 %, die der Streuschicht bei etwa
60 % konstant. Die gezählten Triebe nahmen von 178 im Jahr 2000 auf 126 im Jahr 2002 ab. Die
Deckung der Halbtrockenrasenarten reduzierte sich von ca. 20 % zu Beginn der Untersuchungen auf
8 % im Jahr 2002.
292

Ergebnisse und Diskussion
Tagebau Kayna-Süd
Mahdflächen
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
mittlere Deckung in % [25m²; n=5]
Mahd
6/00
8/00 Mahd
6/01
25.5.00 15.5.01 27.6.02
mittlere Anzahl Triebe (1m², n=5) mittlere Höhe in cm [ n=5]
350
100
300
Mahd
250
75
200
50
150
100
25
50
0
0
29.5.00 15.5.01 27.6.02
ungestörte Kontrollflächen
mittlere Deckung in % [25m²; n=5]
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
9.6.00 15.5.01 27.6.02
mittlere Anzahl Triebe (1m², n=5) mittlere Höhe in cm [ n=5]
350
100
300
250
75
200
50
150
100
25
50
0
0
9.6.00 15.5.0 27.6.0
restliche Arten
Arten der Halbtrockenrasen
Calamagrostis epigejos
Krautstreu
generative Triebe
vegetative Triebe
mittlere Triebhöhe
Abb. 152 Mahd- und Kontrollflächen im Tagebau Kayna-Süd, Entwicklung der Land-Reitgras-, Zielarten- und
Krautstreudeckung auf den 25 m²-Flächen sowie Anzahl und Höhe der gezählten Calamagrostis epigejos-
Triebe pro m²
Tab. 136 U-Test: Deckungsunterschiede zwischen 2000 (vor der Mahd) sowie den Folgejahren 2001 und 2002 im
Tagebau Kayna-Süd
Mahdflächen
Kontrollflächen
Jahr 2001 2002 2001 2002
Calamagrostis epigejos 2000 n.s. n.s. n.s. n.s.
Arten der Sandtrockenrasen 2000 n.s. n.s. n.s. *
Streu 2000 ** ** n.s. n.s.
Tab. 137 U-Test: Mittelwertsunterschiede zwischen dem Jahr 2000 (vor der Mahd) sowie den Jahren 2001 und 2002
im Tagebau Kayna-Süd
Mahdflächen
Kontrollflächen
Jahr 2001 2002 2001 2002
Triebe Calamagrostis epigejos 2000 n.s. n.s. n.s. n.s.
** Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von p ≤ 0,01 signifikant.
* Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von 0,01 ≤ p ≤ 0,05 signifikant.
n.s. Mittelwertsunterschiede sind nicht signifikant
293

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Wie Tab. 136 und Tab. 137 noch einmal verdeutlichen, kann für die Untersuchungen im Tagebau
Kayna-Süd zusammenfassend festgestellt werden, dass weder auf Mahd- noch auf Kontrollflächen
eine signifikante Veränderungen von Deckung und Dichte des Land-Reitgras-Bestandes während der
Untersuchungszeit stattfanden. Lediglich die Streu konnte auf Grund der Mahd signifikant verringert
werden.
Wie aus Abb. 153 ersichtlich, wurden auf den Flächen im Tagebau Kayna-Süd durchschnittlich 26 bis
30 Arten vorgefundenen. Während zu Untersuchungsbeginn auf den Mahdflächen mit ca. 29 Arten
eine etwas höhere Artenzahl als auf den ungestörten Kontrollflächen festgestellt wurde, verschwindet
diese Differenz bis zum Jahr 2002 zusehends. Innerhalb dieses Zeitraums kann somit keine Erhöhung
der Artenzahl durch die Pflegemaßnahme konstatiert werden.
Artenzahl
36
34
32
30
28
26
24
22
20
18
16
2000 2001 2002
Kontrolle
Mahd
Abb. 153 Artenzahlen auf
Mahd- und
Kontrollflächen im
Tagebau Kayna-
Süd
Einfluss von Mahd auf die Biomasseproduktion
In einem weiteren Versuch wurde in Calamagrostis-Beständen des Tagebaues Kayna-Süd
exemplarisch der Einfluss der Mahd auf die Entwicklung der oberirdischen Biomasse untersucht.
Etwa 60 % der Gesamtbiomasse eines Calamagrostis-Dominanzbestandes besteht aus
abgestorbener Biomasse der Auflage, die aus wenig oder unzersetzter Streu an der Erdoberfläche
und stärker zersetzter Streu unmittelbar über dem Mineralboden besteht. Die Entfernung dieser
Streuauflage im Zuge der Schnittgutberäumung wirkt sich in den untersuchten Jahren 1999 bis 2001
durch ein starkes Absinken der Gesamtbiomasse aus. Das Belassen der Auflage und des
Schnittgutes hatte unterschiedliche Effekte. Ohne Schnittgutberäumung wurde die Biomasse im
zweiten Jahr gefördert aber im dritten Jahr gegenüber der Kontrollfläche gehemmt (Abb. 154).
Die oberirdische Biomasse eines Calamagrostis-Dominanzbestandes differierte zwischen
aufeinanderfolgenden Jahren erheblich. Der überwiegende Teil der Biomasse wird durch
abgestorbene, nicht oder wenig zersetzte Blatt- und Stengelmasse der Gräser gebildet. Die einmalige
Mahd des Bestandes kombiniert mit der Beräumung des Schnittgutes reduzierte die Biomasse in den
Folgejahren. Ohne Schnittgutberäumung wurde die Biomasse im zweiten Jahr gefördert und im dritten
Jahr gegenüber der Kontrollfläche gehemmt (Abb. 154).
294

Ergebnisse und Diskussion
Biomasse g/m²
1200
1000
800
600
Einfluß von Mahd und Schnittgutberäumung auf
die oberirdische Biomasse
400
200
0
ohne Mahd
Mahd mit Schnittgutberäumung
Mahd ohne Schnittgutberäumung
1999
2000
2001
Abb. 154 Dreijährige Entwicklung eines gemähten Calamagrostis epigejos-Bestandes
Während der Versuchszeit war kein unmittelbarer Einfluss der Mahd und/oder der
Schnittgutberäumung auf die Struktur der Pflanzenbestände erkennbar. Die Korrelation zwischen
Deckung und Biomasse der Gräser und Kräuter ist sogar ausgesprochen schlecht (Tab. 138).
Ähnliche Diskrepanzen stellte auch DORMANN (1997) fest. Hier beeinflusste die Mahd die
Gesamtbiomasse/Jahr mit zunehmender Frequenz (bis zu vier mal) positiv bei Calamagrostis
epigejos, nicht jedoch bei den übrigen Arten. Die Deckung beider Artengruppen reduzierte sich
gleichermaßen mit zunehmender Häufigkeit der Mahd.
Tab. 138 Deckung und Biomasse bei Gräsern und krautigen Arten
Jahr 2000 Jahr 2001
Deckung [%] Biomasse [kg/ha] Deckung [%] Biomasse [kg/ha]
mit Schnittgutberäumung
Gräser ges. 57,7 40,9 70.7 62,7
Kräuter ges. 31,3 20,3 25,8 30,1
ohne Schnittgutberäumung
Gräser ges. 50,0 50,3 72,8 52,5
Kräuter ges. 27,4 64,7 37,2 2,5
ohne Mahd
Gräser ges. 76,7 61,0 keine differenzierte Erfassung
Kräuter ges. 28,3 14,8
Korrelationskoeffizient für Deckung und Biomasse
Gräser ges. 0,684010222
Kräuter ges. -0,651173577
Eine mögliche Ursache dieser Reaktion von Calamagrostis-Beständen könnte die komplexe Nährstoffund
Biomassedynamik innerhalb der Bestände sein. Wie mehrfach nachgewiesen (SEIDLING 1996,
HEINSDORF 1984), reagiert Calamagrostis epigejos positiv auf moderate Nährstoffgaben.
Insbesondere Stickstoff in Kombination mit anderen Nährstoffen erhöhte die Produktivität um ein
Vielfaches. Damit werden die Abbaubedingungen der vorhandenen Streu zum Motor des Wachstums
in den jeweils folgenden Jahren. Hohe Jahreszuwächse (z.B. Kontrolle 2002) sind also das Ergebnis
intensiver Mineralisierungsprozesse der Vorjahre. Ein weiterer Aspekt sind die veränderten
kleinklimatischen Bedingungen und Nährstoffverhältnisse im Bestand durch die Entfernung der Streu
und des Mähgutes. Mit den üblichen technischen Möglichkeiten wird stets nur der grobstrukturierte
Teil des Mähgutes und der Streu erfasst. Ca. die Hälfte der organischen Auflage ist bereits so weit
zersetzt, dass sie nicht beräumt werden kann. Dieses Material genügt, um für ein bis zwei
Vegetationsperioden die Nährstoffnachlieferung sicherzustellen. Mit der Entfernung der Biomasse
steigt die Verfügbarkeit der Niederschläge stark an. MILLBACHER (1992) gibt für Calamagrostis-Streu
ein Interceptionsvermögen bis zu 4g/g TS einschließend Benetzungs-und Speichermenge an. Bei
295

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
etwa 100 Tagen mit Niederschlagsereignissen > 1 mm z.B. für den Raum Halle und einer Menge von
500 g Streu je m² können zwischen 50 mm und 200 mm Niederschlag zurückgehalten werden. Diese
Zahlen decken sich mit Angaben von HABENBERGER (1987), der das Interzeptionsvermögen eines
dichten Bestandes mit 25 bis 30 % des Niederschlages angibt.
Diese Mengen genügen, um die Mineralisierung der organischen Substanz zu beschleunigen und
damit den verfügbaren Nährstoffpool zu vergrößern. Unabhängig davon wird durch das zusätzliche
Wasser das allgemeine Wachstum der Bestände gefördert. Berücksichtigt man weiterhin das
Speicherpotenzial für Assimilate in Form eines dichten Rhizomteppichs, so verwundert es nicht, wenn
Calamagrostis epigejos aus Pflegemaßnahmen wie Mahd stets gestärkt hervorzugehen scheint.
Nachhaltige Effekte einer Mahd sind daher nur zu erwarten, wenn die Maßnahmen über mehrere
Vegetationsperioden durchgeführt werden und das Mähgut stets aus dem Bestand entfernt wird. Nach
bisherigen Erfahrungen beim Abbau von Calamagrostis-Streu bei Mulchdecksaaten ist mit der
vollständigen Mineralisierung der Biomasse eines Jahres etwa nach drei bis fünf Jahren zu rechnen.
Mindestens während dieser Zeitspanne müsste die Biomasse eines Bestandes entfernt werden, um
das Nachlieferungspotenzial aus oberirdischer oder oberflächennaher organischer Substanz zu
erschöpfen.
Ergebnisse der vegetationskundlichen und populationsbiologischen Untersuchungen im
Tagebau Roßbach
Die Abb. 155 zeigt die Entwicklung der Land-Reitgras-Dominanzbestände sowie der Zielarten der
Frischwiesen. Die Mahdflächen im Tagebau Roßbach unterlagen im August 2000 erstmalig der
Pflegemaßnahme, welche im Juni des Folgejahres ein weiteres Mal durchgeführt wurde. Im Jahr 2001
ist auf Mahd- und Kontrollflächen gleichermaßen ein signifikanter Rückgang der Land-Reitgras-
Deckung zu verzeichnen. Die Werte verringerten sich um etwa die Hälfte von über 50 % Deckung auf
knapp über 20%. Im Jahr 2002 stieg die Deckung wieder stark an. Auf den Mahdflächen erreichte sie
mit 53 % wieder den Ausgangswert vom Jahr 2000, auf den Kontrollflächen blieb sie mit 38 %
darunter. Ein ähnlicher Trend zeigte sich hinsichtlich der gezählten Triebe von Calamagrostis
epigejos. Anzahl und durchschnittliche Höhe der Triebe sanken 2001 und nahmen im Folgejahr
wieder stark zu.
Ein positiver Einfluss der Pflegemaßnahme auf die Zielarten der Frischwiesen konnte nicht festgestellt
werden. Ein Deckungsanstieg von 3 % im Jahr 2000 auf 21 % zum Ende der Untersuchungen erfolgte
lediglich auf den Kontrollflächen. Auf den Mahdflächen erfolgte ein leichter Rückgang von 5 % auf
3 %. Der Anteil der Krautstreu erhöhte sich auf den Mahdflächen leicht um ca. 10 %, auf den
Kontrollflächen hingegen signifikant um ca. 40 %.
In den Calamagrostis-Dominanzbeständen im Tagebau Roßbach war die Anzahl vorgefundener Arten
mit maximal 17 auf den Mahdflächen im Jahr 2001 sehr viel geringer als in den lichteren Beständen in
Kayna-Süd. Bei Betrachtung des Gesamtzeitraums kann hier ebenfalls keine signifikante Zunahme an
Arten auf den gemähten Flächen verzeichnet werden (vgl Abb. 155).
296

Ergebnisse und Diskussion
Tagebau Roßbach
Mahdflächen
mittlere Deckung in % [25m²; n=4]
mittlere Anzahl T riebe (1m², n=4)
mittlere Höhe in cm [ n=5]
100
90
80
70
Mahd
8/00
Mahd
6/01
350
300
250
Mahd
100
75
60
50
40
200
150
50
30
20
10
100
50
25
0
16.5.00 16.5.01 26.6.02
0
16.5.00 16.5.01 25.6.02
0
ungestörte Kontrollflächen
mittlere Deckung in % [25m²; n=3]
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
16.5.00 16.5.01 26.6.02
mittlere Anzahl Triebe (1m², n=3) mittlere Höhe in cm [ n=5]
350
100
300
250
75
200
50
150
100
25
50
0
0
16.5.00 16.5.01 25.6.02
restliche Arten
Arten der Frischwiesen
Calamagrostis epigejos
Krautstreu
generative Triebe
vegetative Triebe
mittlere Triebhöhe
Abb. 155 Mahd- und Kontrollflächen im Tagebau Roßbach, Entwicklung der Land-Reitgras-, Zielarten- und
Krautstreudeckung auf den 25 m²-Flächen sowie Anzahl und Höhe der gezählten Calamagrostis epigejos-
Triebe pro m²
Tab. 139 U-Test: Deckungsunterschiede zwischen 2000 (vor der Mahd) sowie den Folgejahren 2001 und 2002 im
Tagebau Roßbach
Mahdflächen
Kontrollflächen
Jahr 2001 2002 2001 2002
Calamagrostis epigejos 2000 * n.s. * n.s.
Arten der Frischwiesen 2000 n.s. n.s. n.s. n.s.
Streu 2000 n.s. n.s. * *
Tab. 140 U-Test: Mittelwertsunterschiede zwischen dem Jahr 2000 (vor der Mahd) sowie den Jahren 2001 und 2002
im Tagebau Roßbach
Mahdflächen
Kontrollflächen
Jahr 2001 2002 2001 2002
Triebe Calamagrostis epigejos 2000 n.s. n.s. n.s. n.s.
** Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von p ≤ 0,01 signifikant.
* Die Mittelwertsunterschiede sind auf dem Niveau von 0,01 ≤ p ≤ 0,05 signifikant.
n.s. Mittelwertsunterschiede sind nicht signifikant.
297

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Artenzahl
25
20
15
10
5
0
2000 2001 2002
Kontrolle
Mahd
Abb. 156 Artenzahlen auf
Mahd- und Kontrollflächen
im Tagebau
Roßbach
Vergleichende Darstellung der Ergebnisse auf allen Standorten
Die Boxplots der Abb. 157 stellen die Deckungsdifferenzen nach jeweils zwei Mahdjahren für alle
Untersuchungsstandorte vergleichend dar. Für die Tagebau Kayna-Süd und Roßbach werden die
Veränderungen der vegetationskundlichen Parameter ausgehend vom Jahr 2000 (vor der 1. Mahd)
zum Jahr 2002 (nach Schnitten 2000 und 2001) aufgezeigt. Für den TB Goitsche wurde der zeitliche
Ausschnitt von 1996 (vor der 1. Mahd) bis 1998 (nach Schnitten 1996 und 1997) gewählt.
Die Deckungswerte von Calamagrostis epigejos verringerten sich auf den gemähten Flächen des
Sandtrockenrasens bei Petersroda signifikant um 32 %, auf den Kontrollflächen leicht um 16 %. Im
Tagebau Kayna-Süd veränderte sich die Land-Reitgras-Deckung unabhängig vom Management
kaum. Ähnliche Deckungen wie zu Beginn der Untersuchungen, erreichte Calamagrostis epigejos
auch auf den gemähten Flächen im Tagebau Roßbach, wo hingegen auf den ungestörten Flächen
eine leichte Abnahme um 13 % zu verzeichnen ist.
Ein erheblicher Deckungsanstieg der jeweiligen Zielarten konnte nur in Roßbach festgestellt werden.
Allerdings erfolgte die Zunahme der Frischwiesen-Arten nicht, wie beabsichtigt, auf den gemähten,
sondern mit 18 % auf den ungestörten Flächen. Auf den Mahdflächen von Petersroda und Kayna-Süd
blieb die Deckung der Sand- bzw. Halbtrockenrasenarten im Vergleich zum Ausgangsjahr etwa
konstant, Die ungestörten Flächen hingegen zeigten einen Deckungsabfall um 12 % bzw. 14 %.
298

Ergebnisse und Diskussion
Tagebau Goitsche Tagebau Kayna-Süd Tagebau Roßbach
Calamagrostis epigejos
Zu- und Abnahmen der Deckung nach zwei Mahdjahren in %
Zielarten der:
STR=Sandtrockenrasen
HTR=Halbtrockenrasen
FW= Frischwiesen
Krautstreu
Abb. 157 Deckungsänderung bei Land-Reitgras, Zielartengruppe und Streu nach zwei Mahdjahren auf den
Untersuchungsflächen in den Tagebauen Goitsche, Kayna-Süd und Roßbach
Ein signifikanter Effekt der Mahd auf die Streuschicht konnte auf allen Untersuchungsstandorten
festgestellt werden. Auf den gemähten Flächen in der Goitsche und in Kayna-Süd wurde die Streu um
26 % bzw. 47 % erheblich verringert, ohne den Pflegeeingriff blieb sie hingegen konstant. Auf den
Mahdflächen in Roßbach erhöhte sich die Streuschicht zwar leicht um 11 %, blieb damit aber deutlich
unter dem Anstiegsniveau der Kontrollflächen mit 43 %.
Die Ergebnisse der Studie legen nahe, dass ein erfolgreiches Mahdmanagement, welches zur
nachhaltigen Zurückdrängung von Calamagrostis epigejos führen sollte, maßgeblich von den
herrschenden Standortfaktoren und somit der Produktivität der etablierten Bestände abhängig ist. So
konnte eine signifikante Verringerung der Land-Reitgras Deckung nur unter den extremen abiotischen
Faktoren auf dem Sandtrockenrasen der Goitsche erzielt werden. Bereits die erstmalige Mahd führte
im Folgejahr zu einem erheblichen Deckungseinbruch, von dem sich die Art bis zum Ende der
Untersuchungszeit nicht erholte. JAKOB et al. (1996) stellten in ihrer Arbeit zur Rolle von
Calamagrostis epigejos in den Sandtrockenrasen des Braunkohlentagebaues Goitsche fest, „...dass
Calamagrostis epigejos diese Standorte auf der Suche nach günstigeren Umweltbedingungen nur
„durchwandert“, ohne sich dort dauerhaft zu etablieren...“ (»foraging plants«: SUTHERLAND &
STILLMANN 1988)“. Auf sandigen, nährstoffarmen Böden wächst Land-Reitgras mit der von
STÖCKLIN (1992) beschriebenen Explorationsstrategie und bildet relativ geringe Deckungen aus
(JAKOB et al. 1996; REBELE & LEHMANN 2001). Es kann davon ausgegangen werden, dass die Art
auf den sauren, nährstoffarmen Sandböden der Goitsche durch die Mahd nachhaltig an
Konkurrenzkraft einbüßt und sich nach dem Verlust von Biomasse nicht vollständig zu regenerieren
vermag.
Weitere Beispiele für eine erfolgreiche Kontrolle der Art auf Extrem- bzw. für Calamagrostis epigejos
weniger optimalen Standorten finden sich in der Literatur. In einer fünfjährigen Studie über die
299

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Renaturierung einer Baustoffdeponie durch spontane und gelenkte Sukzession konnten LEHMANN &
REBELE (2002) eine erfolgreiche Bekämpfung von Calamagrostis epigejos durch zweischürige Mahd
auf sandigem, nährstoffarmen Substrat bewirken. In Folge des kontinuierlichen Eingriffs wurden Höhe
und Triebdichte reduziert und somit eine geringere Deckung und oberirdische Biomasse gebildet. In
dieser Studie wurde aber auch festgestellt, dass trotz kontinuierlicher Mahd eine relativ hohe Anzahl
an Land-Reitgras Sprossen im Frühjahr austreiben, unregelmäßiges Mähen wird daher für langfristig
nicht erfolgreich gehalten.
Die populationsbiologischen Untersuchungen an Calamagrostis epigejos auf den Sandtrockenrasen
der Goitsche verdeutlichen diesen Aspekt gleichfalls. Nach der dritten Mahd tendierte die Land-
Reitgras-Deckung im Jahr 1999 nahezu gegen Null und obwohl seit 1998 auch die Triebzahl
signifikant gesunken war, lag die Triebdichte immerhin bei fast 50 Halmen pro Quadratmeter. Land-
Reitgras wird vermutlich auch auf Extremstandorten durch Mahd nicht vollständig von der Fläche
entfernt werden können (vgl. auch LEHMANN & REBELE 2002), eine beträchtliche Reduktion der
oberirdischen Biomasse und somit der Deckung ist jedoch möglich. Unter günstigeren Bedingungen
wird die Art aber durchaus in der Lage sein, ihre Produktivität wieder zu steigern.
DORMANN (1997) gibt an, dass eine einschürige Mahd die Deckung von Land-Reitgras auf
Trockenrasen des Biosphärenreservats Schorfheide-Chorin bereits verringert und die Deckung der
Begleitarten stabilisiert habe. Eine signifikante Zunahme anderer Pflanzenarten oder eine
Veränderung der Artenzusammensetzung konnte er jedoch nicht feststellen. Die Ergebnisse unserer
Untersuchungen lassen einen ähnlichen Schluss zu. Trotz des enormen Rückgangs von Land-
Reitgras auf Deckungswerte kleiner 2 % blieb die Deckung und Anzahl der Sandtrockenrasenarten
relativ stabil.
Die Entlastung vom Konkurrenzdruck sowie die Schaffung von neuen Etablierungsmöglichkeiten
durch eine beträchtliche Streureduktion hatte also lediglich eine stabilisierende, jedoch keine
fördernde Wirkung auf die Arten der Sandtrockenrasen.
Grundsätzlich erschweren die dichten Moos- und Flechtendecken die Ansiedlung neuer Arten
zusätzlich, da durch sie das Eindringen von Samen in den Boden verhindert oder ein Verlust der
Keimfähigkeit verursacht wird (vgl. RABOTNOV 1995).
Im Gegensatz dazu konnten LEHMANN & REBELE (2002) bei ihren Untersuchungen eine signifikante
Zunahme an Arten auf den zweischürigen Flächen feststellen, welche auf den Flächen mit spontaner
Sukzession ausblieb. Bei den Untersuchungen von LEHMANN & REBELE (2002) setzte die
Pflegemaßnahme quasi zu Beginn der Sukzession an, die Besiedlung durch Land-Reitgras wurde
erfolgreich unterdrückt und die Einwanderung anderer Arten auf die rohbodenreichen Flächen
begünstigt. Im Gegensatz dazu wurden in dieser Studie, wie auch bei DORMANN (1997), bereits
etablierte Bestände gemäht. In diesem Sinne ist es durchaus denkbar, dass mit „vorbeugender“ Mahd
schneller Erfolge in Richtung Artenvielfalt erzielt werden können. Auch von anderen Extremstandorten
sind Erfolge im Land-Reitgras-Management bekannt. So konnte Land-Reitgras, welches sich auf
Grund einer Grundwasserspiegelsenkung erfolgreich in einer Dünensenke ausbreitete, durch
zweimaliges Plaggen (1976 und 1985) erfolgreich unterdrückt und Schoenus nigricans gefördert
werden (SLINGS 1997).
Auf Standorten ohne erheblichen abiotischen Stress nimmt hingegen die Toleranz der Art gegenüber
Mahd zu. So zeigte die Entfernung der oberirdischen Biomasse auf den Flächen in Kayna-Süd und
insbesondere in Roßbach keinen signifikanten Effekt auf Dichte und Deckung von Calamagrostis
epigejos. Auf Grund der tiefgründigen Lehmböden und schwach alkalischer Bodenreaktion ist auf
diesen Standorten mit einer höheren Nähstoffverfügbarkeit zu rechnen. In der Literatur wurde vielfach
der Zusammenhang zwischen Nährstoffgehalt des Substrates und Produktivität der Art diskutiert (z.B.
HEINSDORF 1984, BERGMANN 1993, BRÜNN et al. 1996, REBELE 1996b, SEIDLING 1996). Mit
zunehmenden Nährstoffgehalt des Bodens nimmt die Gesamtbiomasse der Land-Reitgras-Bestände
in der Regel bis zu einem bestimmten Schwellenwert zu (REBELE 1996a), daraus resultierend kann
möglicherweise auch ein höheres Maß an Störung kompensiert werden.
Mit über 50 % Deckung und mehr als 250 Halmen/m² waren die Land-Reitgras-Bestände im Tagebau
Roßbach die produktivsten Standorte innerhalb dieser Untersuchung. Trotz der zwei Schnitte in den
Jahren 2000 und 2001 hatten sich Deckung, Dichte und Streuproduktion des Bestandes am Ende der
Untersuchungen nicht verringert. Ob der zwischenzeitliche Deckungseinbruch im Jahr 2001 auf die
Mahd zurück geführt werden kann, ist äußerst zweifelhaft, da auch die ungestörten Kontrollflächen
derart reagierten. Trotz des enormen Einschnittes, den eine Mahd natürlich auch für Land-Reitgras
darstellt (nach KLIMES & KLIMESOVA 2002 verliert Calamagrostis epigejos 79 % ihrer oberirdischen
Biomasse bei Mahd 10 cm über dem Boden), konnte auf den Standorten im mesophilen Bereich eine
300

Ergebnisse und Diskussion
erfolgreiche Kompensation der Verluste stattfinden. Denkbar ist, dass auf reichhaltigeren Standorten
eine optimale Speicherung von Photosynthetaten und Nährstoffen durch unterirdische Pflanzenteile
(insbesondere Rhizome) erfolgen kann, welche dann für eine schnelle Regeneration zur Verfügung
stehen.
Aus der forstwirtschaftlichen Literatur sind hinreichend Hinweise zur Widerstandsfähigkeit der Art
gegenüber mechanischen Bekämpfungsmaßnahmen bekannt (z.B. HILF & SEEGERTS 1928,
BERGMANN 1993; EBERHARDT 1995; SEIDLING 1998). So hält BERGMANN (1993) das Mähen für
die uneffektivste Art der Bekämpfung. In seinem Forschungsbericht stellt er fest:
„... Die Möglichkeiten der mechanischen Bekämpfung des Sandrohrs sind sehr begrenzt. Bedingt
durch das Wurzelsystem gelingt es nicht, die Pflanze durch wiederholtes Mähen oder Hacken zu
erschöpfen. Im Gegenteil, beides regt die Stolonen zu einem verstärktem Austrieb an, so dass der
oberirdische Grasfilz immer dichter wird (Prinzip englischer Rasen). ...“
Standortverbessernde Maßnahmen in Kiefernforsten, wie Harnstoff-Düngungen und/oder Kalkungen
erhöhen die Vitalität (und damit vermutlich die Wiederstandskraft und Regenerationsfreude) der Art.
Der Erfolg des Managements hängt somit insbesondere von der Regenerationsfähigkeit der Art unter
den jeweils herrschenden Standortfaktoren ab. So kann auf sandigen, nährstoffarmen Böden ein
erfolgreiches Management durch Mahd erreicht werden. Durch Mahd mit anschließender Entfernung
der Streu wird Land-Reitgras erfolgreich zurückgedrängt und Etablierungsmöglichkeiten für andere
Arten geschaffen. Die Aussage von LEHMANN & REBELE (2002), dass Trockenrasen und
Ruderalvegetation, welche von Calamagrostis epigejos dominiert werden, erfolgreich durch Mahd
behandelt werden können, kann somit durch unsere Untersuchungen gestützt werden. Eine
Alternative zur Mahd könnte die Beweidung mit robusten Schafrassen darstellen. Wie
Untersuchungen im FBM-Projekt zeigten, führte eine dreitägige Beweidung auf 25 m²-Flächen des
Sandtrockenrasens mit drei Rauwolligen Pommerschen Landschafen zum 100 %igen Verbiss steriler
Calamagrostis-Triebe, fertile Triebe wurden hingegen gemieden (FBM 1999). Bei genügend hohem
Weidedruck wird Land-Reitgras somit als Futter angenommen, auf Grund der äußerst geringen
Futterwertzahlen von Calamagrostis-Fluren (DURKA et al. 1997), ist die Ernährung der Tiere ohne
Zufütterung jedoch nicht gewährleistet (TISCHEW mdl.) und ein Management des Sandtrockenrasens
durch Beweidung demnach nicht sinnvoll.
Mit Zunahme der Bodenfruchtbarkeit nimmt die Produktivität und Toleranz gegenüber
Pflegemaßnahmen zu. Kurzfristig lässt sich auf Standorten im mittleren ökologischen Bereich kein
Zurückdrängen von Calamagrostis epigejos bewirken. Bei sehr produktiven Beständen wird zudem
eine Erhöhung der Schnittfrequenz nötig sein.
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass Land-Reitgras auf Grund seiner breiten
physiologisch-ökologischen Amplitude in der Lage ist, fast das gesamte in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft vorkommende Standortspektrum zu besiedeln. Lediglich in den
Extrembereichen nimmt die Konkurrenzkraft der Art ab. So werden ausgesprochen trockene, saure
oder stark kohlehaltige Flächen gemieden oder auf der Suche nach besseren Standortbedingungen
lediglich »durchwandert«. Ein Mahdmanagement dieser, häufig naturschutzfachlich sehr wertvollen
Flächen (bspw. Sandtrockenrasen), führt schon kurzfristig zum deutlichen Rückgang des Land-
Reitgrases. Die Notwendigkeit eines solchen Pflegeregimes ist auf diesen Standorten jedoch als
gering einzustufen.
Ein Pflegemanagement durch Mahd ist auf sehr produktiven Standorten wenig erfolgversprechend.
Nur mittels sehr hohem Pflegeaufwand (Mahd 2 - 3 x jährlich, kontinuierlich, langandauernd) könnte
eventuell auf lange Sicht ein leichter Rückgang von Calamagrostis epigejos erzielt werden. Die relativ
niedrigen Erfolgschancen und nicht zuletzt die flächenmäßig unerwartet geringe Bedeutung sehr
dichter Land-Reitgras Fluren rechtfertigen einen hohen Pflegeaufwand jedoch kaum. Wird dennoch
ein Management für notwendig erachtet, ist weiterer Forschungsbedarf, z.B. zur Initiierung von
Gehölzsukzession durch Einsaat, Pflanzung etc. gegeben (vgl. dazu TISCHEW et al. 2003).
Wesentlich häufiger als dichte Land-Reitgras-Bestände sind lichte Fluren in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft. Diese Bestände sind weniger produktiv, ein Mahdmanagement
in naturschutzfachlich wertvollen Bereichen (bspw. Halbtrockenrasen) könnte daher langfristig
erfolgreich sein. In kurzen Zeiträumen (< 3 Jahre) ist eine beträchtliche Reduktion der Streuschicht
und der Erhalt bzw. die Stabilisierung der Zielarten, nicht aber ein Rückgang von Land-Reitgras zu
erwarten. Aufwand und naturschutzfachlicher Nutzen müssen daher bei der Konzeption eines
Pflegeplanes sorgfältig abgewogen werden.
301

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4.3 Auswirkungen des Wasseranstieges
4.3.1 Landschaftsökologische Folgen
(Wolfgang Besch-Frotscher)
Neben den gewinnungs- und sanierungsbedingten (Erd-)Massenbewegungen – hierzu zählen
insbesondere die Kohleförderung, Abraumbewegungen, Verkippungen und Planierungen – setzen der
Grundwasserwiederanstieg und die Fremdwasserflutung der Tagebaurestlöcher entscheidende
Impulse für die landschaftliche Entwicklung nach dem Bergbau.
Im regionalen Maßstab – d.h. in Mitteldeutschland ist der Grundwasserabsenkungstrichter
(einschließlich der Braunkohlebergbauflächen in Nordwestsachsen) etwa auf 1.100 km² ausgedehnt –
wird es dabei insbesondere zur Auffüllung der trockengefallenen Grundwasserleiter und zur
Seenentstehung in den Restlöchern kommen. Darüber hinaus werden die meisten Tagebauseen
durch eine Vorflutanbindung Bestandteil des hydrologischen Netzes sein. Diese generellen
Entwicklungsprozesse sind derzeit in vollem Gange. Ziel der Sanierung ist dabei die
Wiederherstellung eines nachsorgearmen, sich weitgehend selbst regulierenden Wasserhaushaltes
(LMBV 1999). Den aktuellen Stand zur Seenentwicklung mit räumlichem Bezug zu den
Untersuchungsgebieten verdeutlicht Tab. 141.
Tab. 141 Stand der Entwicklung der Restlochflutung per 30.06.2002 in ausgewählten Räumen der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (Quelle: LMBV 2002)
Tagebausee
Seefläche
(in ha)
Seevolumen
(in
Mio m³)
Zielwasserstand
(in m ü NN)
Flutungsbeginn
Flutungsmenge
(in Mio m³)
IST-
Wasserstand
(in m NN)
Füllstand
(in %)
Bitterfelder Raum
Schladitzer See* 220 24 104,0 1998 97,3 50
Werbeliner See 441 43 98,0 08.12.98 27,7 93,7 62
Golpa-Nord 544 67 78,6 11.01.00 41,6 72,2 57
Gröbern 368 68 87,8 47,8 2
Köckern* 117 7 80,0 1994 80,0 100
Mühlbeck 219 33 75,0 07.05.99 34,6 71,4** 77**
Niemegk 367 75 75,0 21.06.99 38,9 71,4** 83**
Döbern 483 91 75,0 22.12.99 68,3 71,4** 82**
Bärenhof 263 15 75,0 01.04.00 71,4** 52**
Neuhäuser See* 412 49 78,0 1980 70,2** 17**
Seelhausener See 622 74 78,0 28.07.00 17,5 71,3** 51**
Geiseltal/Merseburg
Geiseltal 1890 427 98,0 gepl. 2002 21,5 8
Südfeldsee 255 27 98,0 01.08.96 6,2 95,4 79
Runstädter See 230 55 97,0 22.05.01 51,9 95,7 91
Raßnitzer See 310 66 85,0 13.03.98 34,4 84,6 97
Wallendorfer See 338 36 82,0 14.08.98 10,7 81,0 91
* Grundwasserwiederanstieg
** Infolge Sommerhochwasser August 2002 nicht mehr aktuell.
Speziell im Tagebau Goitsche sind durch die Hochwasserereignisse im August 2002 innerhalb
kürzester Zeit Wasserstände bis 3 m über der geplanten Einstauhöhe (bis ca. 78 m NN) erreicht
worden, so dass eine völlig veränderte Situation eingetreten ist. Dadurch ergab sich die
Notwendigkeit, den Wasserstand auf die ursprünglich vorgesehene Höhe von + 75 m NN wieder
abzusenken.
Mit dem regionalen Wasseranstieg sind Folgen für alle anderen Standortfaktoren der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft verbunden, die nachfolgend in ihren Grundzügen aufgeführt
werden.
302

Ergebnisse und Diskussion
Gewässerentstehung/Gewässer- und Ufermorphologie
Die Gewässerentstehung vollzieht sich i.d.R. in einem Fremdwasserflutungsprozess, d.h., das
Wasseraufkommen setzt sich aus dem Grundwasserwiederanstieg (Eigenflutung) und dem
eingeleiteten Flutungswasser zusammen. Durch die Fremdflutung wird zum einen die geotechnische
Sicherheit der Böschungssysteme erhöht (Vorlauf des Seewasserspiegels gegenüber dem
Grundwasserspiegel) und zum anderen die Wasserbeschaffenheit der Tagebauseen z.B. gegenüber
einer Versauerung oder Versalzung vorteilhaft beeinflusst (LUA 2001). Der Anstieg des
Wasserspiegels beträgt meist 2 bis 4 m pro Jahr. Damit sind die Konturen der Oberflächengewässer
in den meisten Fällen in 5 bis 10 Jahren nach der Flutung entstanden. Allerdings ist die Auffüllung der
Grundwasserleiter und des umgebenden Gebirges sowie die endgültige Einstellung der
Endwasserlinie und damit die Etablierung eines weitgehend stabilen Wasserhaushaltes oft erst nach
Jahrzehnten abgeschlossen.
Mit der Gewässerentstehung sind geomorphologische Prozesse verbunden, die für die generelle
Landschaftsentwicklung der Tagebaurestseen von Bedeutung sind, die aber auch zur Herausbildung
spezifischer Habitate von Interesse sein können. In diesem Zusammenhang sind vor allem zu nennen:
• die Verinselung von Kippenbereichen, insbesondere im Höhenbereich der zukünftigen
Wasserlinie;
• die Entstehung von Flachwasserzonen (etwa bis 2 m Wassertiefe);
• die mögliche Ausbildung von windberuhigten Buchten (bzw. lagunenartigen Zonen);
• das Stattfinden von Uferbildungsprozessen, die vor allem in Bereichen mit Steilufern eine hohe
Dynamik aufweisen können (u. a. Abbrüche, Kliffbildungen, Auswaschungen, Abspülungen);
• die Wellenschlagdynamik, die insbesondere bei großen Wasserflächen und in zur
Hauptwindrichtung exponierten Gebieten wirksam werden kann;
• die Herausbildung von Strömungsverhältnissen im Gewässer in Abhängigkeit von den
Zuflussmengen, der Wassertiefe, den Rauhigkeitsverhältnissen am Seeboden und den
Windverhältnissen (IHU 2002). (Als allgemeine Regel kann angenommen werden: Die
Strömungsgeschwindigkeiten nehmen mit wachsenden Zuflussmengen, abnehmender Rauhigkeit
und zunehmender Windstärke zu.)
Substratverhältnisse und Bodenentwicklung
Die Wirkungen von Niederschlagswasser und aufgehendem Grundwasser im Bereich der
bodenbildendenden Zone (> 2 m unter Flur) kann in Abhängigkeit von den konkreten örtlichen
Bedingungen und Nutzungen zu einer pedogenen Prozessdynamik mit folgenden grundlegenden
Entwicklungsrichtungen führen (vgl. Kap. 2.6; zusammenfassende Darstellungen in ALTERMANN et
al. 1998, CUI 2002)
• Initiale hydromorphe Merkmale treten auf und sind im Zusammenhang mit Stau- und Haftnässe
bei semiterrestrischen Entwicklungen zu sehen (u.a. THOMASIUS et al. 1997, FRANZKE 1996a,
1996b, 1997a, 1997b, 1998, WÜNSCHE et al. 1998).
• Für die Ausbildung von Horizonten durch Vergleyung werden z. T. 50 - 60 Jahre nach
Grundwasserwiederanstieg prognostiziert. Pseudovergleyungen sind ebenfalls erst über sehr
lange Zeiträume zu erwarten (speziell für Substrate und Verhältnisse in der Lausitz).
• Wie Untersuchungen in der Lausitz zeigten (FRANZKE 1997a, 1998, FRANZKE & DONNER
1999, 2000) weisen genutzte Kippenflächen bei Vernässungen beispielhaft folgende
Bodenentwicklungen auf:
• Pseudogley-Regosol – ca. 15 Jahre, auf landwirtschaftlichen Flächen (LN) (deutliche
Zweischichtung bei lokal erhöhtem, lagig ausgebildeten und verkitteten Tonbrockenanteil;
bei derartigen Flächen verbreitet Staunässe bis an die Erdoberfläche);
• Haftnässepseydogley-Regosol – ca. 30 Jahre, auf LN-Fächen (Schluff dominierend mit
Lehmsand in Wechsellagerung; bei derartigen Flächen verbreitet auch Staunässe bis an
Erdoberfläche);
303

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
• Pseudogley-Pararendzina – ca. 40 Jahre, auf forstwirtschaftlichen Flächen (FN)
(Kalksandlehm im Wechsel mit Kalklehmsand mit spezifischer Kippen-Pseudogley-
Dynamik, d.h. undifferenzierte Sdw- bzw. Swd-Horizonte i.d.R. ohne Schichtung);
• Gley-Regosol - > 30 - 40 Jahre, auf FN-Flächen (Schluff über Sand, schlecht zeichnend,
vorherrschend Bleichung);
• Regosol-Gley – > 30 - 40 Jahre, auf FN-Flächen (Ton, gut zeichnend mit deutlicher
Merkmalskombination);
• Lockersyrosem-Hanggley - > 20 Jahre, Entwicklung an kippenseitigen Böschungen zum
Restloch, oft mit überlagernden Entwicklungen durch nachfolgende Sanierungen).
Die redoximorphen Merkmale durch das Niederschlagswasser führen zum Prozess der
Stauvernässung und zur Herausbildung der feldbodenkundlich erkennbaren diagnostischen Horizonte
Sw/Sd (Swd, Sdw) (nach KA 4, AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN 1994). Die redoximorphen
Merkmale durch Grundwasser führen zum Prozess der Grundvernässung und zur Herausbildung der
feldbodenkundlich erkennbaren diagnostischen Horizonte Go/Gr (nach KA 4, AD-HOC-
ARBEITSGRUPPE BODEN 1994).
Beide Entwicklungsrichtungen werden überwiegend im Randbereich der Wasserflächen und im
Bereich lehmig-toniger Kippenareale stattfinden.
Die Herausbildung von Stau- sowie Grundwasserböden und damit verbunden auch das Staunässepotenzial
ist deshalb in starkem Maße von der substratbedingten Wasserdurchlässigkeit
abhängig (vgl. FLB 2002).
Die Wasserdurchlässigkeit in wassergesättigten Böden (kf) ist für die Beurteilung der Staunässe, von
Filtereigenschaften aber auch der boden- und substratbedingten Erosionsanfälligkeit von Bedeutung
(KA 4, AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN 1994). Im Gelände kann die Ermittlung der
Wasserdurchlässigkeit z.B. aus der Bodenart (hier Feinbodenart) erfolgen.
In den gekippten, überwiegend nicht rekultivierten und zukünftig ggf. flutungsbeeinflussten Substraten
der Untersuchungsgebiete spielt das Staunässepotenzial für die Bodenentwicklung selbst aber auch
für die Arten-, Biotop- und Landschaftsentwicklung eine große Rolle.
Mit Bezug auf die Zuordnung von Feinbodenarten zu Klassen der Wasserdurchlässigkeit (AD-HOC-
ARBEITSGRUPPE BODEN 1994) wurde in der angelegten Datenbank innerhalb des GIS-Projektes
nach Feinboden in einer Tiefe zwischen 10 und 100 cm mit sehr geringer Wasserdurchlässigkeit (kf: <
1 cm/d) und geringer Wasserdurchlässigkeit (kf: 1 bis < 10cm/d) gesucht.
Dies betrifft folgende Substrate:
• Tl (lehmiger Ton), Tt (reiner Ton);
• Ls3 (mittel sandiger Lehm);
• Ls4 (stark sandiger Lehm);
• Lt2 (schwach toniger Lehm);
• Lts (sandig-toniger Lehm);
• Ut3 (mittel toniger Schluff);
• Ut4 (stark toniger Schluff);
• Lt3 (mittel toniger Lehm);
• Tu2 (schwach schluffiger Ton).
Für eine endgültige Bewertung des Staunässepotenzials sind weitere Faktoren wie z.B.
Reliefsituation, Bewuchs, klimatische Bedingungen und Grundwasseranstiegsprozesse mit zu
berücksichtigen. (Abb. 158).
304

Ergebnisse und Diskussion
räumlicher Gesamtüberblick kf-Werte 1 – 10 cm/d
Kayna-Süd
Mücheln-Innenkippe
Sandtrockenrasen Petersroda
Goitsche-Inseln
Abb. 158 Räumliche Verteilung der Feinbodenarten mit geringer bzw. sehr geringer Wasserdurchlässigkeit (kf-Wert <
10 cm/d) in 10 bis 100 cm Bodentiefe
(Grundlage: Feinbodenartansprache)
Damit ergeben sich für die untersuchten Gebiete Bereiche, in denen mit einer potenziell
wasserbeeinflussten Bodenentwicklung zu rechnen ist. In flächiger Ausbreitung trifft das vor allem auf
die zukünftigen Goitsche-Inseln zu (Halde 10/35, Bärenhofinsel, Tagesanlagen IIa). Alle anderen
Untersuchungsgebiete weise derartige Boden- und Substratverhältnisse nur kleinflächig bzw.
punktuell auf.
Lokalklimatischer Wandel
Nach HILDMANN & OESTREICHER (1998) ist über den großen Wasserflächen und in einem
Nahbereich von ca. 400 bis 600 m ein lokalklimatischer Wandel von Kippenklima fast vegetationsloser
Brachflächen zum Klima über Wasser- und Grünflächen zu verzeichnen. Dieses Lokalklima wird
insbesondere durch folgende Merkmale bestimmt:
• die Tagesschwankungen der Lufttemperatur werden abnehmen (bis 5 K);
• eine erhöhte Verdunstung und eine Zunahme der Luftfeuchte mit häufiger auftretenden
Bodennebelfeldern (nachts und morgens) ist zu beobachten;
• die Windgeschwindigkeiten über Wasserflächen nehmen zu und die Turbulenzen über Wasser
nehmen ab (zurückzuführen auf den Rauhigkeitswechsel im Übergang zum Land);
• spürbare Veränderungen des Niederschlagsregimes sind nicht zu erwarten;
• die Höhe der direkten Verdunstung und durch Transpiration der Vegetation nehmen zu.
Diese Veränderungen werden sich insbesondere im Bereich des zukünftigen Geiseltalsees, und
bereits in geringerem Maße im Umfeld des Restsees Kayna-Süd (Südfeldsee), der Goitsche-Seen
(u.a. Holzweißig-West, Döbern, Bärenhof) und des Tagebaurestsees Golpa-Nord bemerkbar machen.
Als Ergebnis der Entstehung großer Tagebaurestseen ist darüber hinaus eine Verbesserung des
Bioklimas mit „ausgleichenden Fernwirkungen“ im näheren Umfeld zu erwarten.
Eine zusammenfassende Übersicht über zu erwartende regionale Landschaftsveränderungen infolge
Grundwasserwiederanstieg und Restlochflutung gibt Tab. 142.
305

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 142 Zu erwartende grundlegende Folgen des Grundwasserwiederanstiegs und der Flutung in den Untersuchungsgebieten (Zusammenfassung)
Tagebau/Tagebaubereich/Un
tersuchungsgebiet
Geomorphologie/Relief
Boden/Substrat
Klima/Luft
Vegetation/Biotope
Geiseltal
Mücheln-Innenkippe
Ausbildung von
Flachwasserbereichen
Uferbildungsprozesse (z.B.
Kliffbildung) und Verinselung
insbesondere in
Hauptwindrichtung
Wellenschlageinfluss
flutungsbedingte Grundwasserbeeinflussung
der Böden und Substrate bis ca. 100 mNN
und Herausbildung semiterrestrischer
Böden (Vergleyung und
Pseudovergleyung)
innerhalb eines schmalen Streifens
permanente Grundwasserbeeinflussung
lokal auftretende und kleinräumig
wechselnde Staunässeerscheinungen auf
den verbreitet vorhandenen Lehmböden
und lehmigen Substraten
Zunahme der Luftfeuchtigkeit
Verringerung der Tagesschwankungen
der Lufttemperatur
häufigeres Auftreten von
Nebelereignissen
Verlust aktuell vorhandener,
großflächiger Röhrichte im Bereich
unter 96 m ü NN
Neubildung bandartiger Röhrichtgürtel
zwischen 96 und 98 m über NN
Zunahme der Feuchtvegetation in
grundwasserbeeinflussten Bereichen
(< 1 m uF)
schnelle Vergrasung/Verbuschung von
Rohböden in grundwassernäheren
Bereichen (1 - 2 m uF)
Halde Klobikau
keine Auswirkungen
keine Auswirkungen
keine Auswirkungen zu erwarten keine Auswirkungen
Halde Pfännerhall
keine Auswirkungen
keine Auswirkungen
keine Auswirkungen
keine Auswirkungen zu erwarten
Halde Blösien
keine Auswirkungen
keine Auswirkungen
in südwestexponierter
Haldenböschung ggf. leichte
Abnahme der
Tagestemperaturschwankungen und
leichte Zunahme der Luftfeuchtigkeit
keine Auswirkungen
Kayna-Süd
Südspitze
leichte und allmähliche
Verschiebung der Uferlinie um
ca. 2 Höhenmeter
insgesamt Beibehaltung bereits
ablaufender uferbildender
Prozesse
Wellenschlageinfluss nur zeitweise
von Bedeutung (Lage der
Flächen überwiegend außerhalb
der Hauptwindrichtung)
flutungsbedingte Grundwasserbeeinflussung
der Böden und Substrate bis ca. 100 mNN
und Herausbildung semiterrestrischer
Böden (Vergleyung und
Pseudovergleyung)
im ufernahen Bereich treten dann vor allem
grundwasserbeeinflusste sandig-kiesige,
z.T. kohlehaltige Substrate auf
lokal auch Verbreitung lehmiger Substrate
mit potenziellen Staunässeerscheinungen
keine weiteren Veräderungen zum
bereits bestehenden Einfluss der
Wasserfläche zu erwarten
Verlust aktuell vorhandener Röhrichte
im Bereich unter 96 m über NN
Kompensation der Verluste durch
„Mitwandern“ (S-, SO-Ufer) und
Neubildung von Röhrichten zwischen
96 und 98 m über NN (Abschnitte
des W-Ufers)
306

Ergebnisse und Diskussion
Fortsetzung Tab. 142 Zu erwartende grundlegende Folgen des Grundwasserwiederanstiegs und der Flutung in den Untersuchungsgebieten (Zusammenfassung)
Tagebau/T
agebaubereich/Untersuchun
gsgebiet
Geomorphologie/Relief
Boden/Substrat
Klima/Luft
Vegetation/Biotope
Golpa-Nord
Bachaue (Radis-Gremminer-
Graben)
Tagebau Goitsche
auf Grund der Reliefverhältnisse in
der zukünftigen
Wasserwechselzone zum
Hauptrestloch Golpa-Nord ist die
Ausbildung eines Flachufers
ohne erhöhte
Wellenschlagdynamik zu
erwarten
in relativ breitem Uferbereich
Grundwasserbeeinflussung der kiesigsandigen
Substrate
lokal auch Staunässe über tonbrockigen und
lehmigen Substraten
evtl. leichte Zunahme der
Luftfeuchtigkeit, Verringerung der
Tagesschwankungen der
Lufttemperatur und häufigeres
Auftreten von Nebel
Entwicklung von Feuchtvegetation
(Röhrichte, Sumpfvegetation,
Weidengebüsche, teilweise
Schwarzerlen) in flachen
Böschungsbereichen entlang der
Uferlinie (0 - 1 m uF)
Sandtrockenrasen
Petersroda
keine Auswirkungen zu erwarten
Grundvernässung der überwiegend kiesigsandigen
Substrate ist bei Geländehöhen
> 80 mNN lediglich lokal (ggf. in den
westlichen Bereichen des UG) möglich
keine Auswirkungen zu erwarten
lediglich lokale Auswirkungen in
Bereichen von Geländesenken und in
den westlichen Bereichen des UG
(Vernässung, Rückgang der
Trockenrasenvegetation und
Entwicklung von Feuchtvegetation)
Halde 10/35
möglicherweise
Abschwemmprozesse der
tonigen Substrate in den unteren
Böschungsbereichen
(insbesondere bei Wellenschlag
in den unteren Böschungsbereichen der
Halde wird es bei überwiegend tonigen,
tonbrockigen und lehmigen Substraten
sowohl zur Grundvernässung als auch zur
Stauvernässung kommen
expositionsabhängig evtl. leichte
Zunahme der Luftfeuchtigkeit,
Verringerung der
Tagesschwankungen der
Lufttemperatur und häufigeres
Auftreten von Nebel zu erwarten
In den unteren Böschungsbereichen
infolge von Grund- und
Stauvernässung (0 - 1 m uF) Zunahme
von Feuchtvegetation
Bärenhofinsel
Ausbildung einer relativ
gleichförmigen
Wasserwechselzone in den
planierten Böschungsbereichen
„Reaktivierung“ der gewachsenen
reliktischen Auenböden
in den planierten Böschungsbereichen
kleinräumiger Wechsel von Grund- und
Staunässeerscheinungen möglich
gegenüber dem bestehenden
Lokalklima (Wald) kaum
Veränderungen zu erwarten
Zunahme der Feuchtvegetation an der
Uferlinie (0 - 1 m uF), langfristig
Entwicklung von Sternmieren-
Stieleichen-Hainbuchenwäldern bzw.
Regeneration vorhandener
Auwaldrelikte auf grundwassernäheren
Standorten (0 - 1 m uF)
Tagesanlagen IIa
Ausbildung einer relativ
gleichförmigen
Wasserwechselzone in den
planierten Böschungsbereichen
in den planierten Böschungsbereichen
kleinräumiger Wechsel von Grund- und
Staunässeerscheinungen möglich
expositionsabhängig evtl. leichte
Zunahme der Luftfeuchtigkeit,
Verringerung der
Tagesschwankungen der
Lufttemperatur und häufigeres
Auftreten von Nebel zu erwarten
langfristig Entwicklung von
Sternmieren-Stieleichen-
Hainbuchenwäldern bzw.
Regeneration vorhandener
Auwaldrelikte auf grundwassernäheren
Standorten
307

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4.3.2 Boden und ausgewählte Röhrichtarten
(Matthias Stolle)
Bodenchemie
Auf jeder der in Tab. 22 beschriebenen Versuchsvarianten wurden 5 Punkte als
Parallelbestimmungen im Mineralboden in 0 - 1 cm, 1 - 5 cm und 5 - 10 cm Tiefe sowie in der
organischen Auflage (L/O-Lagen) beprobt.
Eine Trennung der unzersetzten Streuauflage (L) von der zersetzten Streuauflage (O) erfolgte nicht,
da die O-Auflage stark mit unzersetzten Pflanzenteilen durchmischt und nur geringmächtig (0 - 1 cm)
war. Typisch für Mineralbodenhumus sind O-Horizonte < 5 cm Mächtigkeit (AD-HOC-
ARBEITSGRUPPE BODEN 1994). Die entnommenen Proben wurden in PE-Beuteln luftdicht
verschlossen und bis zur Weiterverarbeitung bei -22°C eingefroren.
Im Zuge der Weiterverarbeitung wurden die Proben wegen der zum Teil hohen Feuchtegehalte der
organischen Auflagen bei 30°C bis zur Massekonstanz getrocknet und auf 2 mm gesiebt.
Zur Untersuchung der bodenchemischen Vorgänge bei der stattfindenden Flutung wurden an jeweils
drei Terminen (Mai 2000, September 2000, September 2001) an fünf verschiedenen ufernahen
Versuchsflächen Bodenproben (0 - 1 cm, 1 - 5 cm und 5 - 10 cm Bodentiefe) aus dem unmittelbaren
Uferbereich landseitig 25-, 50-, 75- und 100 Höhen-cm vom Wasserspiegel entfernt, direkt an der
Uferlinie und aus 25 bzw. 45 cm Wassertiefe entnommen. Zudem wurden alle 19 im Herbst 1999
geschobenen Mulden in den gleichen Tiefenstufen beprobt.
Alle entnommenen Bodenproben wurde in zwei Fraktionen getrennt, wobei erstere für die Herstellung
der Gleichgewichtsbodenlösung tiefgefroren, zweitere unmittelbar nach Entnahme luftgetrocknet
wurde.
Die Entnahme der Bodenproben aus dem überfluteten Uferbereich wurde mit einem an die Tiefenstufe
angepassten Flachkanal durchgeführt, wobei das unmittelbar aus der Probe getretene Wasser
separat aufbewahrt und sofort tiefgefroren (Trockeneis) wurde. Außerdem wurden aus dem
Uferbereich Wasserproben entnommen und ebenfalls bis zur Analyse tiefgefroren.
Orientierende Untersuchungen des Redoxpotenzials wurden im unmittelbar ufernahen Bereich an
Bodenkompartimenten, die kurz vor der Überflutung standen bzw. die unterschiedlich lange Zeiträume
überflutet waren, durchgeführt. In ähnlicher Form wurden einzelne Mulden, die zeitweise
wasserführend waren, untersucht.
Auf den verschiedenen Versuchsflächen wurden zudem Bodenproben aus gut und weniger gut
entwickelten Schilfbeständen, die entweder bereits überflutet oder kurz vor der Überflutung standen,
entnommen und in das Untersuchungsprogramm einbezogen.
Folgende Bestimmungsmethoden kamen zur Anwendung:
• Bodenfeuchte: gravimetrisch
• pH: elektrometrisch in CaCl 2 (20 g luftgetrockneter, gesiebter Feinboden in 50 ml CaCl 2 )
• Leitfähigkeit: elektrometrisch
• Stickstoff: Kjeltec-Automat (Firma TECATOR) nach der Kjeldahl-Methode
• TC: DIMATEC-C-Analysator Verbrennung im O 2 -Strom bei 1.250°C, IR-Detektion
• TIC: DIMATEC-C-Analysator (Austreiben des CO 2 mit 42 %iger H 3 PO 4 bei 80°C, IR-Detektion)
• TOC: Differenz zwischen TC und TIC
• Chwl: Heißwasserextraktion nach SCHULZ (2000) und Messung im Liquitoc C-Analyser (Firma
Heraeus)
• Phosphor: Phospatfraktionierung nach KURMIES (1972), Analyse über ICP-OES
• DL-PO 4 3- : DL-Auszug, FIA der Firma SKALAR
• Fe 2/3+ , Al 3+ : Analyse über ICP-OES (Firma VARIAN) aus der Gleichgewichtsbodenlösung
• Kationenaustauschkapazität: Extraktion mit NH 4+ Cl, Messung an ICP-OES
• NH 4+ : FIA der Firma SKALAR aus der Gleichgewichtsbodenlösung
• F - , Cl - , NO 3 - , PO 4 3- , SO 4 2- (Ionenchromatograph DX 120, Firma DIONEX)
• Ca 2+ , Mg 2+ , K + , Na + : Analyse über ICP-OES (Firma VARIAN)
308

Ergebnisse und Diskussion
Untersuchungen zur Wasserchemie
Untersuchungen zur Wasserqualität (NH 4+ , F - , Cl - , NO - 3 , PO 3- 4 , SO 2- 4 ,Fe 2/3+ , Al 3+ , Ca 2+ , Mg 2+ , K + , Na + )
wurden im Tagebau Goitsche, Restloch Holzweißig-West an der jetzigen (GW-G01, GW-G02, GW-
H01, GW-D01) und in den Mulden an der zukünftigen Uferlinie (GW-G04, Tab. 22) sowie an
Hangwasseraustritten (GW-G01, Tab. 12) durchgeführt. Im Tagebau Geiseltal, Restloch Kayna-Süd
wurde ebenfalls mehrfach Wasser an der aktuellen Uferlinie entnommen und untersucht.
Zur Untersuchung möglicher Schichtungen im Uferbereich wurden bei zwei Bootsbefahrungen
(Restloch Holzweißig-West sowie Restloch Kayna-Süd) Wasserproben bei 5 m Wassertiefe (aus 5
und 3 m Tiefe sowie an der Oberfläche), bei 1 m Wassertiefe (aus 1 m Tiefe und an der Oberfläche),
bei 0,25 m Wassertiefe (aus 0,25 m Tiefe und an der Oberfläche) sowie direkt am Ufer entnommen
und auf die bereits erwähnten Parameter untersucht. Zudem wurden pH- und Redoxpotenzial
messungen innerhalb verschiedener Röhrichtzonen und an einzelnen überflutungstoleranten
Pflanzenarten durchgeführt. Die entnommenen Proben wurden auf Trockeneis ins Labor überführt.
Dort erfolgte nach Abfiltration eine Lagerung bis zur Analyse bei –22°C. Die analytischen
Bestimmungen erfolgten mit den gleichen Geräten wie die der Bodenuntersuchungen.
Simulation des Wasseranstiegs
Auf Grund der hohen Variabilität des Redoxpotenzials bei Felduntersuchungen (FIEDLER 1997)
sowie der technisch sehr schwierigen Messung der dazugehörigen pH-Werte bei sandig-kiesigem
Substrat mit Glaselektroden wurden Laborversuche zur Untersuchung der Veränderung des
Redoxpotenzials bei Überflutung durchgeführt.
Dabei wurden ungestörte zylindrische Proben verschiedener Substrate an der zukünftigen Uferlinie
entnommen und im Labor einer kontrollierten Flutung mit Wasser aus den entsprechenden
Restlöchern und einer in etwa gleichen Flutungsgeschwindigkeit unterzogen (Abb. 159). Durch die
kontinuierliche Messung des Redoxpotenzials, der Temperatur sowie des pH-Wertes wurden die
dynamischen Prozesse der Überflutung verfolgt. Dazu erfolgte nach Abschluss der Flutung (nach
etwa 40 Tagen) eine Analyse des Bodens sowie des Bodenwassers auf ausgewählte Parameter.
Wasserhöhe in Bezug
zum Bodenkörper in cm
5
0
-5
-10
-15
-20
1
Ve rla uf de s Wa sse ra nstie gs
6
11
16
Zeit in d
21
26
31
36
Abb. 159 Schematische Darstellung des Laborversuchs zur Untersuchung des Redoxpotenzials bei Überflutung
Einfluss des Flutungswassers auf Substratparameter
Die bodenchemischen Eigenschaften werden wesentlich durch die Qualität des Flutungswassers
beeinflusst. Die untersuchten Flutungswässer der Restlöcher in Goitsche-Holzweißig-West sowie in
Kayna-Süd wiesen in wesentlichen Parametern sehr unterschiedliche Merkmale auf (Tab. 143; Tab.
144). Dabei kommt vor allem dem pH-Wert eine besondere Funktion zu, da bei niedrigen pH-Werten
aus den Bodenkompartimenten Schwermetallionen freigesetzt werden können. Der niedrige pH-Wert
des Holzweißiger Wassers führt zu einer Freisetzung von freiem Aluminium sowie Eisen. Die relativ
hohen Konfidenzintervalle für diese Ionen deuten auf punktuelle Ionenfreisetzungen hin.
309

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Das Flutungswasser in Kayna-Süd bewegt sich dagegen im basischen Bereich. Deshalb werden keine
toxischen Metall-Ionen freigesetzt. Stickstoff-Verbindungen werden weniger gefunden, wobei aber der
Anteil der Salze deutlich höher ist als in Holzweißig-West (Tagebau Goitsche).
Tab. 143 Wasserchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall) des Flutungswassers in
unmittelbarer Ufernähe (n = 15) – Holzweißig-West (Tagebau Goitsche) 6.11.2001
pH
EC
mS
/ cm
Uferbereich: Mittelwert (n = 15) 3,36 2,85 544 0,43 2,16 79,1 933
95 %-Konfidenzintervall 0,08 0,25 13 0,05 0,58 1,7 50
Freiwasser: Münster & OTTO
(1999 - 2001) (n > 9)
E(h)7
mV
F -
mg / l
NO 3
-
mg
/ l
Cl -
mg / l
SO 4
2-
mg
/ l
3,1 - 3,3 1900-2075 0,8 - 1,63 81 - 88 950 - 1400
NH 4
+
mg
/ l
Fe 2/3+
mg / l
Uferbereich: Mittelwert (n = 15) 1,45 3,7 6,4 25,0 108,6 20,0 6,6
Al 3+
mg / l
95 %-Konfidenzintervall 0,36 1,1 4,3
Freiwasser: Münster & OTTO
(1999 - 2001) (n > 9)
Mg 2+
mg / l
Ca 2+
mg / l
0 - 2,05 0,86 - 10 0,7 - 6,4 42 - 48 260 - 290 13 - 39 9 - 12
Na +
mg / l
K +
mg / l
Tab. 144 Wasserchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall) des Flutungswassers in
unmittelbarer Ufernähe (n = 15) – Geiseltal-Kayna-Süd - 7.11.2001
pH
EC
mS
/ cm
Uferbereich: Mittelwert (n = 15) 8,11 4,55 333 0,53 1,05 291,4 1172
95 %-Konfidenzintervall 0,10 0,06 17 0,11 0,30 1,8 8
Freiwasser: STAU (1995-
2001)
E(h)7
mV
F -
mg / l
NO 3
-
mg
/ l
7,9 - 8,5 3,21-2,95* 0,1 - 1,1 346 - 290*
NH 4
+
mg
/ l
Fe 2/3+
mg / l
Uferbereich: Mittelwert (n = 15) 0,10 0 0 69,4 164,3 182,6 16,2
95 %-Konfidenzintervall 0,04 0 0 1,1 0,7 0,4 0,4
Freiwasser: STAU (1995-
2001)
* = Werte mit fallender Tendenz im Verlauf der Jahre
Al 3+
mg / l
Mg 2+
mg / l
Ca 2+
mg / l
Cl -
mg / l
Na +
mg / l
SO 4
2-
mg
/ l
1200-
1140*
0,04 - 0,1 0 0 80 - 100 360 - 490 180 - 213 16 - 20
K +
mg / l
Der Vergleich der Werte in Holzweißig-West in Ufernähe mit Untersuchungen von OTTO & MÜNSTER
(1999 - 2001) an Freiwasserproben, die weit vom Ufer entfernt entnommen wurden und somit keine
„Randeffekte“ beinhalten, zeigen, dass Unterschiede zwischen den Proben bestehen. Punktuell, wie
am Ufer der Probenahmestellen GW-H01 und GW-G02, werden höhere Al-Konzentrationen mit
stärkerer Schwankungsbreite (Maximum in Ufernähe 36,3 mg / l ) sowie niedrigere Ca- und Mg-Werte als
im Freiwasser gefunden. Letzteres sollte auf die umfangreichen Meliorationsmaßnahmen, verbunden
mit Aufkalkungen in anderen Böschungsbereichen, zurückzuführen sein.
Ähnlich fällt auch der Vergleich zu kontinuierlich seit 1995 durchgeführten Wasseruntersuchungen des
STAU (2001) im Restloch Kayna-Süd aus. Die Proben in Ufernähe an den nicht meliorierten
Untersuchungsflächen haben weniger Mg- und Ca-Anteile, obwohl die Gesamtleitfähigkeit durch
Salzauslösung in Ufernähe deutlich höher ist als im durchschnittlichen Seewasser.
Das Seewasser in Kayna-Süd ist im allgemeinen mit durchschnittlichen Gesamt-P-Gehalten zwischen
20 und 30 mg / m³ sowie Chlorophyll-Gehalten von 5 - 10 mg / m³ (STAU, unveröff.) als mesotroph
einzuschätzen. Dagegen ist das Seewasser in Holzweißig-West deutlich nährstoffärmer. Hier liegen
die gemessenen Gesamt-P-Gehalte unter 5 mg / m³ sowie die Chlorophyll-Gehalte unter 2 mg / m³ und
lassen auf einen oligotrophen Gewässertyp schließen. Der niedrige pH-Wert, der nach einer Zeit
stetigen Abfalls jetzt bei Werten um 3,3 stagniert, sollte für eine längerfristige Oligotrophie des
Gewässers sorgen (OTTO & MÜNSTER 1999 - 2001).
310

Ergebnisse und Diskussion
Bodenchemie
Die bodenchemischen Veränderungen nach der Überflutung sind im Wesentlichen vom Kohlenstoff-
Gehalt des Bodens sowie vom pH-Wert des Flutungswassers abhängig. Vor allem durch das
unterschiedlich hohe Absinken des Redoxpotenzials verändert sich das Ionenmuster der überfluteten
Böden. Nach der Bodenüberspülung wird der im Bodengefüge vorhandene Sauerstoff innerhalb
weniger Stunden oder Tage von aeroben Mikroorganismen beim oxidativen Abbau von organischer
Substanz verbraucht. Anschließend treten anaerobe oder fakultativ anaerobe
Mikroorganismengruppen in Erscheinung. Sie bauen unter Verbrauch sauerstoffhaltiger Verbindungen
weiter organische Substanz ab und senken damit das Redoxpotenzial kontinuierlich zu negativeren
Werten. Die dabei neu entstehenden Verbindungen zeigt Tab. 152.
Diese Vorgänge finden jedoch nur statt, wenn genügend für Mikroorganismen abbaubare organische
Substanz im Boden vorhanden ist. Untersuchte Substrate aus den Tagebaurestlöchern Goitsche-
Holzweißig-West bzw. Kayna-Süd zeigen dabei durch die verschieden hohen C-Gehalte ein
unterschiedliches Verhalten. Eine Sonderstellung nehmen stark kohlehaltige Substrate ein, wie sie in
bestimmten Abschnitten der zukünftigen Uferlinie vor allem in Kayna-Süd bzw. in Geiseltal-Mücheln
vorkommen.
Da das Flutungswasser in den sich bildendenden Restseen deutliche pH-Unterschiede (Tab. 143,
Tab. 144) zeigt, werden je nach pH-Wert andere Ionen freigesetzt. Das unterschiedliche Verhalten der
einzelnen untersuchten Substrattypen wird im Folgenden gezeigt.
Substrate in Holzweißig-West (Tagebau Goitsche)
Den Ablauf der Redoxpotenzialabsenkung für humusarme Kippsand-Substrate in unterschiedlicher
Bodentiefe zeigt beispielhaft ein Substratblock vom Standort GW-H01 (Abb. 160). Das Redoxpotenzial
fällt in der obersten Bodenschicht über einen längeren Zeitraum bis auf Werte von ca. – 200 mV. In
tieferen Bodenschichten , wo weniger organische Substanz vorhanden ist (Tab. 145), verharrt das
Redoxpotenzial bei Werten mit beginnender Eisenreduzierung, ohne das Sulfidbildung auftritt. Ein
leichtes Ansteigen des pH-Wertes in 2 cm Bodentiefe verdeutlicht die stattfindenden Redoxprozesse,
bei denen Wasserstoff-Ionen verbraucht werden. Im Freiland wird dieser Effekt jedoch durch die
Masse des stärker sauren Flutungswassers nivelliert.
400
300
2 cm Tiefe
pH
4,40
400
300
10 cm Tiefe
pH
4,40
Eh(7) in mV
200
100
0
-100
-200
-300
-400
-500
-600
1
E = 570 mV
4
7
10
13
16
19
22
25
28
31
34
Eh(7)
pH
= Wasser erreicht Elektrode
Zeit in d
37
4,20
4,00
3,80
3,60
3,40
3,20
3,00
Eh(7) in mV
200 E = 300 mV
100
0
-100
-200
-300
-400
-500
-600
1
4
7
10
13
16
19
22
25
28
31
34
37
Eh(7)
pH
= Wasser erreicht Elektrode
Zeit in d
4,20
4,00
3,80
3,60
3,40
3,20
3,00
Abb. 160 Veränderung von pH und Eh(7) bei kontinuierlichem Wasseranstieg in 2 und 10 cm Bodentiefe, Holzweißig -
West (Tagebau Goitsche) - Standort GW-H01, humusarmer Kippsand
Der geringe Gehalt an organischem sowie an leicht verfügbaren (heißwasserlöslichen) Kohlenstoff
kann für diesen Substrattyp als Anhaltspunkt für die zu erwartende Redoxpotenzialsenkung gelten
(Tab. 145). Die in dieser Hinsicht besser untersuchten Auenböden zeigen sowohl im C org als auch im
C hwl signifikante Korrelationen zur Höhe der Redoxpotenzialänderung (HEINRICH et al. 1999).
Durch den Abbau pflanzlicher Substanz werden erhebliche N-Mengen in Form von Ammonium
freigesetzt, die vor allem in der 0 - 1 cm Schicht zu einer Akkumulation von reduziertem N führt. Die in
überfluteten Reisböden (ZHANG & SCHERER 2000) beobachtete stärkere Festlegung von
entstehendem NH 4 + an Tonmineralen sowie die in Forstökosystemen festgestellte Immobilisierung von
anorganischen N-Verbindungen bei Absinken des Redoxpotenzials (HAGEDORN et al. 2000) scheint
bei Überflutung der untersuchten Rohböden eine untergeordnete Rolle zu spielen.
311

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 145 Kenngrößen der Redoxpotenzialänderung und Gehalte an Gesamt- sowie heißwasserlöslichen Kohlenstoff
für Substratblöcke von GW-G02 sowie GW-H01 bei kontrollierter Flutung im Labor
Fläche Beschreibung Tiefe ∆E (mV)
GW-G02
GW-H01
E(h)7 min
(mV)
∆E/d C org (%) C hwl (%)
Mischsubstrate, lockerer 2 cm 594 -239 42 0,76 13,8
Calamagrostis-Bestand 10 cm 307 -186 17 0,55 9,4
Mischsubstrate,
2 cm 570 -240 42 1,10 12,0
Schwingelansaat 10 cm 300 14 21 0,56 7,5
Die Nitrat-Gehalte im Boden sinken leicht, jedoch nicht signifikant ab. Das bei der Bodenprobenahme
im Überflutungsbereich aus der Probe sich abscheidende und abzentrifugierte Wasser zeigte im
Nitrat-Gehalt deutliche Unterschiede zum untersuchten Boden. Hier traten im ersten Boden-cm
Konzentrationen von bis zu 3,26 mg / l auf, was auf stattfindende Auslaugungsvorgänge schließen lässt.
Diese Anreicherung von Nitrat in der Bodenlösung wurde in gleicher Weise, mit Ausnahme von
GW-01, auch auf allen anderen untersuchten Standorten in Holzweißig-West gefunden und dürfte
auch eine Ursache für das gute Wachstum der Röhrichte darstellen.
Der ebenfalls durch das Flutungswasser bedingte Chlorid- und Sulfateintrag führt zwar zu einer
signifikanten Erhöhung beider Werte, jedoch liegen die Konzentrationen noch in Bereichen, wo keine
Behinderung des Pflanzenwachstums zu erwarten ist.
Tab. 146 Bodenchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall, n = 9 - 15) vor und nach der
Überflutung – Holzweißig-West (Tagebau Goitsche) GW - G02
pH
C t
%TM
N t
%TM
NO 3
-
mg
/ l
NH 4
+
mg
/ l
Cl -
mg / l
SO 4
2-
mg
/ l
Fe 2/3+
mg / l
Al 3+
mg / l
vor Überflutung
nach Überflutung
0-1 cm
1-10 cm
0-1 cm
1-10 cm
3,95
±0,11
4,37
±0,43
3,66
±0,36
3,68
±0,31
1,22
±0,26
0,64
±0,10
1,05
±0,10
0,87
±0,23
* = signifikant gegenüber vor der Überflutung mit p ≤ 0,05
1 = Einzelwerte bis über 60 mg / l
0,079
±0,021
0,037
±0,009
0,117
±0,025
0,038
±0,06
1,22
±0,78
2,15
±1,39
0,97
±0,66
1,70
±0,26
1,73
±0,64
1,11
±0,12
6,82*
±3,4
2,07*
±0,65
14,3
±5,8
15,2
±3,6
79,4*
±20,5
62,3*
±3,6
68,4
±14,9
66,7
±24,3
826*
±166
677*
±64,2
0,53
±0,15
0,23
±0,10
76,2*
±36,9
57,5*
±43,3
0,61
±0,22
0,53
±0,40
6,23* 1
±3,3
3,41*
±1,0
In Verbindung mit dem sauren Überflutungswasser werden im Boden sowohl der
Aluminiumpufferbereich (ab pH ≈ 4,2) als auch der Eisenpufferbereich (ab pH ≈ 3,8) erreicht, wo es
zumindest punktuell zu Freisetzungen von Eisen und Aluminium kommt, die pflanzentoxische
Konzentrationen erreichen.
Das Verhalten von Pflanzen gegenüber freien Al-Ionen ist sehr unterschiedlich. Im allgemeinen
können Gehalte ab 0,1 mg / l für Pflanzenschädigungen sorgen (KINZEL 1982). Gehalte zwischen 10 -
20 mg / l sind nur noch von einzelnen Baumarten tolerierbar. Eigene Untersuchungen zeigten jedoch,
dass durch die Heterogenität von tertiären Kippsubstraten weit höhere Al-Gehalte für Pflanzen
tolerierbar sein können, indem die Wurzeln einzelner Arten in kleinräumig weniger saure Bereichen
des Bodens wachsen und damit den extrem hohen Al-Konzentrationen aus dem Wege gehen. Dieser
Effekt dürfte auch an anderen untersuchten Standorten am Restloch Holzweißig die Ursache dafür
sein, dass mitunter bei Gehalten von weit über 10 mg / l Al 3+ in der Bodenlösung noch lebende Pflanzen
nach Überflutung zu finden waren.
Auch die Eisen-Gehalte erreichen auf Standort GW-G02 Werte, bei denen Schädigungen an Pflanzen
nicht auszuschließen sind. Ab 30 mg / l Fe 2+ werden bei Reispflanzen in überfluteten Böden Schäden
beobachtet (VAN BREMEN & MOORMANN 1978).
Die bisher beschriebenen Bodenveränderungen treten mit wenigen Ausnahmen auf allen
untersuchten Standorten in Holzweißig-West auf. Dabei kommt es auch an den meliorierten
Böschungen (GW-D01) mit Boden-pH-Werten von ca. 7 nach der Überflutung durch das saure
Wasser zu Aluminium- und Eisenfreisetzungen.
312

Ergebnisse und Diskussion
Substrate in Kayna-Süd
Die Ergebnisse der E h7 -Messungen zeigen (Abb. 161), dass sich nach der Uberflutung in wesentlich
kürzerer Zeit als in Holzweißig-West veränderte Redoxverhältnisse einstellen. Dies trifft für alle
untersuchten Substrate im Bereich der zukünftigen Uferlinie in Kayna-Süd zu, die einen Gehalt an
organischem Kohlenstoff über 2 % aufweisen.
Eh(7) in mV
2 cm Tiefe
400
Eh(7)
300
pH
200
E = 749 mV
100
0
-100
1
4
7
-200
-300
-400
-500
= Wasser erreicht Elektrode
-600
Zeit in d
10
13
16
19
22
25
28
31
34
pH
7,9
7,7
7,5
7,3
7,1
6,9
6,7
6,5
Eh(7) in mV
10 cm Tiefe
400
pH
300
Eh(7) 7,90
200
pH
7,70
100
E = 798 mV
7,50
0
-100
7,30
1
4
7
10
13
16
-200
-300
-400
-500
= Wasser erreicht Elektrode
-600
Zeit in d
19
22
25
28
31
34
7,10
6,90
6,70
6,50
Abb. 161 Veränderung von pH und Eh(7) bei kontinuierlichem Wasseranstieg in 2 und 10 cm Bodentiefe, Tagebau
Kayna-Süd - Standort KS-F15, Calamagrostis-Flur, humusreicher Kippsand
Auf allen Standorten in Kayna-Süd werden Redoxpotenziale erreicht (Tab. 147), die eine vollständige
Reduktion des Nitrats erwarten lassen. Bereits in durch das ansteigende Grundwasser leicht
durchfeuchteten Bodenkompartimenten sollte das vorhandene Nitrat durch Beschleunigung von
mikrobiellen Denitrifizierungsprozessen abgebaut werden (ENGELAAR et al. 2000). Durch die Nitrat-
Gehalte des Flutungswassers (Tab. 148) und der damit verbundenen Durchmischungsvorgänge ist
jedoch kein vollständiger Nitrat-Umsatz zu verzeichnen. Pflanzen, die durch die Flutung in den
Wasserbereich gelangen, müssen sich jedoch auf Veränderungen im N-Angebot einstellen. Die Nitrat-
Gehalte nähern sich dem Nullpunkt, dagegen steigen die Ammonium-Gehalte durch die
Abbauvorgänge der organischen Substanz signifikant (0 - 1 cm) an.
Der auf dem Standort F01 - 6 festgestellte geringere Abfall von E h7 in 2 cm Bodentiefe sollte mit der in
den ersten Zentimetern sehr steil abfallenden Kurve des Redoxpotenzials zusammenhängen (DEGEE
1950), da durch den im Wasser gelösten Sauerstoff diese Bodenschicht zumindest teilweise noch mit
O 2 versorgt werden kann. Der sehr steile Abfall des Redoxpotenzials auch in 10 cm Tiefe deutet auf
eine aktive Mikroflora mit ausreichender Versorgung leicht abbaubarer C-Verbindungen hin (PICEK et
al. 2000).
Tab. 147 Veränderung von pH und Eh(7) bei kontinuierlichem Wasseranstieg in 2 cm und 10 cm Bodentiefe–
Standort KS-F15 – Calamagrostis-Flur Kayna-Süd
E(h)
Fläche Beschreibung Tiefe ∆E (mV)
7 min
∆E/d C
(mV)
org (%) C hwl (%)
2 cm 749 -413 375 7,38 94,3
KS-F15 Calamagrostis-Flur
10 cm 798 -465 319 4,5 41,9
KS-F14
Birkenvorwald
2 cm 732 -369 366 3,51 n.b.
10 cm 758 -476 303 1,91 n.b.
2 cm 527 -240 41 7,41 61
KS-F01/6 dichte Calamagrostis-Flur
10 cm 776 -418 259 5,18 28,8
KS-F13 Pionierwald, trocken 2 cm 716 -407 358 4,91
Der Verbrauch an organischer Substanz und der Abbau von N-Verbindungen findet im gesamten
untersuchten Bodenabschnitt statt, signifikante Änderungen sind jedoch nur im ersten Boden-cm zu
verzeichnen. Weitere Veränderungen treten wie in Holzweißig im Gehalt an Sulfat und Chlorid durch
die Wasserfrachten auf, jedoch ist durch die hohen pH-Werte kein Austritt von Aluminum und Eisen
möglich.
Beim C-reichen Substrat in Kayna-Süd fällt das Redoxpotenzial in Bereiche, wo ein Abbau von
C-Verbindungen zu Methan sowie eine Reduktion von Sulfat zu Sulfid zu erwarten ist. Das
313

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
entstandene Sulfid kann jedoch bei ausreichendem Vorhandensein von reduzierten und frei
vorliegenden Fe 2+ sowie Mn 2+ festgelegt werden. Freies Sulfid wirkt dagegen bereits in geringen
Konzentrationen als Zellgift und könnte an einigen Standorten vorliegen, da trotz negativem
Redoxpotenzial nur unbedeutende Mengen an freiem Eisen in der Bodenlösung zu finden sind. Im
allgemeinen stellt beginnende Sulfidbildung einen Schwellenwert für die Entwicklung von
Röhrichtarten dar (PEARSON & HAVILL 1988), obwohl für Röhrichtpflanzen verschiedene
Anpassungsstrategien beschrieben werden (BRÄNDLE 1990).
Tab. 148 Bodenchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall, n = 9 - 15) vor und nach der
Überflutung – Kayna-Süd KS-F02
pH
C t
%TM
N t
%TM
NO 3
-
mg
/ l
NH 4
+
mg
/ l
Cl -
mg / l
SO 4
2-
mg
/ l
Fe 2/3+
mg / l
Al 3+
mg / l
vor Überflutung
nach Überflutung
0-1
cm
1-10
cm
0-1
cm
1-10
cm
7,25
±0,15
7,38
±0,10
7,65*
±0,18
7,54
±0,24
10,8
±1,6
8,30
±1,46
6,64*
±1,15
5,96
±1,97
0,410
±0,174
0,141
±0,032
0,156*
±0,046
0,097
±0,021
2,23
±0,75
3,38
±1,67
0,56*
±0,17
0,42*
±0,29
4,74
±1,15
2,36
±0,61
7,65*
±1,68
5,35
±2,33
32,8
±12,6
30,0
±17,6
331*
±34
266*
±35
612
±113
611
±82
1035*
±53
892
±192
0,17
±0,15
0,31
±0,15
0,24
±0,17
0,30
±0,29
0,17
±0,13
0,38
±0,31
0,10
±0,11
0,04
±0,03
* = signifikant gegenüber vor der Überflutung mit p ≤ 0,05
Kohle-Substrate in Kayna-Süd und in Mücheln-Innenkippe
Eine Sonderstellung nehmen stark kohlehaltige Substrate ein, die im Bereich der zukünftigen Uferlinie,
sowohl in Mücheln-Innenkippe als auch in Kayna-Süd vorkommen. Hier tritt trotz hoher Gehalte an
organischem Kohlenstoff als auch bei hohen Gehalten an leicht löslichen C-Verbindungen nur ein
deutlich geringerer Redoxpotenzial-Abfall auf (Abb. 162, Tab. 149). Dabei fällt das Redoxpotenzial bei
bewachsenem Substrat bis in leicht negative Bereiche. Gibt man nach dem Erreichen eines
scheinbaren Endpunktes Glucose als leicht verfügbare C-Verbindung in das Reaktionsgefäß, fällt das
Redoxpotenzial weiter ab. Das führt zu dem Schluss, dass in der Kohle zwar genügend leicht lösliche
C-Verbindungen vorhanden sind, die aber für die anaeroben Mikroorganismen nicht nutzbar sind. Erst
die äußerst leicht abbaubare Glucose wird als Nahrungsgrundlage angenommen und führt in der
Folge zu einem weiteren Absinken des Redoxpotenzials.
600
400
C(t) = 43 %
= Wasser erreicht Elektrode
= Zugabe von 25 mg Glucose
pH
6,00
5,80
600
400
C(t) = 36 %
= Wasser erreicht Elektrode
= Zugabe von 25 mg Glucose
pH
6
5,8
Eh(7) in mV
200
E=130 mV
5,60
0
-200
1
4
7
10
13
16
19
22
25
28
31
34
37
40
5,40
Eh(7) in mV
200
0
-200
1
4
7
10
13
16
19
22
E = 460 mV
25
28
31
34
37
40
5,6
5,4
-400
-600
Eh(7)
pH
Zeit in d
5,20
5,00
-400
-600
Eh(7)
pH
Zeit in d
5,2
5
Abb. 162 Bodenchemische Kenngrößen (Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervall, n = 9 - 15) vor und nach der
Überflutung, Mücheln-Innenkippe – Kippkohlesand unbewachsen
Ebenfalls untersuchte kohlehaltige Substrate aus Kayna-Süd zeigen ein ähnliches Verhalten (Tab.
149). Das Redoxpotenzial des kohlehaltigen sandigen Substrats fällt langsamer und nicht so schnell,
wie das weniger kohlehaltige.
314

Ergebnisse und Diskussion
Tab. 149 Kenngrößen der Redoxpotenzialänderung und Gehalte an Gesamt- sowie heißwasserlöslichen Kohlenstoff
für Substratblöcke von kohlehaltigen Teilflächen der zukünftigen Uferlinie in Mücheln-Innenkippe sowie
Kayna-Süd bei kontrollierter Flutung im Labor
Fläche Beschreibung Tiefe ∆E
E(h) 7
min
∆E/d C org C hwl
MS-B Kohlesubstrat, unbewachsen 5 cm 130 79 11 43,1 91,1
MS-B Kohlesubstrat, bewachsen 5 cm 460 -226 153 36,2 218,8
KS-F kohlereiches sandiges Mischsubstrat 5 cm 160 27 16 10,7 23,4
KS-F kohlearmes sandiges Mischsubstrat 5 cm 280 96 40 1,51 13,2
Phosphat-Gehalte
Phosphat-Gehalte wurden auf allen untersuchten Standorten in den Bodenlösungen sowie im
untersuchten Wasser nur im Spurenbereich gefunden. Deshalb wurde nach dem an
Bodenbestandteilen fixierten Phosphat gesucht. Bei den Fraktionierungen zeigte sich, dass Phosphat
in ausreichenden Konzentrationen vorhanden ist, die Verfügbarkeit jedoch für die Pflanzen erschwert
ist.
Durch Verringerung des Redoxpotenzials sollte sich nach der Reduktion von Fe 3+ -Oxiden zu Fe 2+ -
Verbindungen die Sorptionskraft der Fe-Verbindungen verringern und die Verfügbarkeit des
Phosphats ansteigen (VADAS & SIMS 1998). Bei den durchgeführten Phosphatfraktionierungen
(modifiziert nach BILLEN (1996) und KURMIES (1972)) zeigt sich, dass auf beiden Standorten die an
der organischen Substanz fixierte Phosphatfraktion sich durch die Überflutung vergrößert. Die an den
Fe- und Al-Verbindungen fixierte Phosphat-Mengen in Holzweißig-West sowie die an Ca-
Verbindungen fixierten Phosphate in Kayna-Süd nehmen dagegen ab.
Die Erhöhung der D/L-Phosphat-Werte zeigt, dass sich durch die veränderten Redoxbedingungen
eine bessere Verfügbarkeit für die Pflanzen einstellt, was in ähnlicher Weise in marinen Schlickböden
sowie Reisböden bei Überflutung festgestellt wurde (SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL 1998). Die
Werte liegen im Vergleich zu anderen Böden jedoch immer noch sehr niedrig (eine Auswirkung auf
das in der Bodenlösung vorhandene Phosphat konnte überhaupt nicht festgestellt werden).
nachher
Kayna-Süd
vorher
D/L-PO 4
3-
= 0,57 mg /100g
D/L-PO 4
3-
= 0,31 mg /100g
Bodenlösung
Fe/Al-Phosphate
Ca-Phosphate
PO4(org)
nachher
Holzweißig-West
vorher
D/L-PO 4
3-
= 1,76 mg /100g
D/L-PO 4
3-
= 0,89 mg /100g
0 10 20 30 40 50
mg Phosphat / 100 g Boden
Abb. 163 Veränderungen im Gehalt einzelner Phosphatfraktionen bei Überflutung auf Standort GW-G02 (Holzweißig-
West) sowie KS-F06 (Kayna-Süd)
Auch wenn nach BINZ-REIST (1989) Faulschlammbildung bzw. Schwefelwasserstoff und Methan das
Schilfwachstum inhibieren, sollte Phragmites australis besonders gut in der Lage sein, mit äußerst
niedrigen Redoxpotenzialen zurechtzukommen. Untersuchungen von FLESSA (1991) zeigen, dass
Schilfwurzeln das Redoxpotenzial im Rhizosphärenbereich bis zu 600 mV anheben können. Nach
BRÄNDLE (1990) reduziert organisches Material die Oxidationskapazität von Typha-Wurzeln
gegenüber Fe 2+ . In der Folge kann es zu erhöhten Konzentrationen phytotoxischer Metallionen
kommen. Da Typha durchaus organisch hoch angereicherte Schlämme z.B. in Fischteichen besiedelt
liegt die Toleranzgrenze dieser Art offensichtlich sehr hoch.
315

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4.3.3 Röhrichtentwicklung in ausgewählten Tagebaubereichen
(Michael Reuter, Hans-Markus Oelerich & Holger Goj)
Hinsichtlich der Problematik Restlochflutung bzw. Grundwasserwiederanstieg kommt der Entwicklung
der Röhrichtbestände aus naturschutzfachlicher Sicht eine besondere Bedeutung zu. Vor allem in
Tagebaurestlöchern in denen noch Grundwasserhaltung betrieben wird, sind im Bereich der
Grubensohle häufig großflächige, im Flachwasser stehende Röhrichte - zumeist Schilfröhrichte -
entwickelt (z.B. Tagebau Mücheln, Tagebau Domsen). Nur selten kommen solche ausgedehnten
Röhrichtbestände in Altbergbaugebieten im Bereich von flach überstauten Innenkippenbereichen (z.B.
ehemaliger Tagebau Muldenstein) vor.
Diese Wasserröhrichte besitzen insbesondere für verschiedene gefährdete Brutvögel einen sehr
hohen naturschutzfachlichen Wert. Das Vorkommen vieler Arten (z.B. Große Rohrdommel) ist
wesentlich an die Existenz dieses Biotoptypes in der entsprechenden, großflächigen Ausprägung
gekoppelt. Die Lückigkeit bzw. Vielgestaltigkeit [Wechsel von Schilfröhrichten mit (lichteren)
Rohrkolbenbeständen oder Kleinröhrichten (wie Binsenbeständen)] - häufig entwickelt in
Flachwasserbereichen junger Sukzessionsstadien - wirkt sich insbesondere positiv auf Vorkommen
von Libellen- oder Amphibienarten aus.
Langfristig gesehen ist eine Verdrängung der Kleinröhrichte durch Großröhrichte sowie eine
Verdichtung der Röhrichtbestände (bzw. das Zuwachsen offener Wasserflächen innerhalb dieser)
wahrscheinlich. Dies wird sich für bestimmte Brutvogelarten positiv für andere Vögel sowie für
Libellen- oder Amphibienarten negativ auswirken.
Im Zuge von Restlochflutungen und Grundwasserwiederanstieg gehen bzw. gingen schon zahlreiche
bedeutende Röhrichtbestände verloren. Zukünftig wird es in vielen Fällen nur noch saumartige
Bestände entlang des Ufers der neu entstehenden Restseen geben, da potenzielle
Flachwasserbereiche in zu geringen Umfang in die Sanierungsplanung integriert werden.
Bei der Prognose der zukünftigen Entwicklung der Röhrichtbestände wird davon ausgegangen, dass
sich bis zu einer Wassertiefe von 2 m unterhalb des Endwasserspiegels Schilfröhrichte entwickeln
können (ELLENBERG 1996). Bei Wassertiefen von > 1 m sind die Voraussetzungen für die
Entwicklung von Schilfröhrichten allerdings nur noch suboptimal (DVWK-Schriften 1996, HASLAM
1972). Es entwickeln sich nur lichte Bestände, die in ihrer Struktur vielen Tierarten nicht mehr
genügen dürften.
Ein wichtiger Parameter, der die Entwicklung von Röhrichten wesentlich beeinflusst, ist die
Uferneigung. Günstigste Bedingungen bieten sehr flache Uferböschungen (nicht steiler als 1 : 10). Ein
weiterer wesentlicher Faktor ist wahrscheinlich die Frage, ob schon Röhrichtbestände vorhanden sind
und nur „mitwandern“ müssen (Schilf kann sich durch Ausläufer, z.T. bis 20 m lang, vegetativ
ausbreiten) oder ob sich Röhrichtbestände erst neu etablieren müssen. Dies könnte insbesondere an
stark windexponierten und somit dem Wellenschlag ausgesetzten Seeufern schwierig bis unmöglich
sein.
Für den Bereich zwischen der wahrscheinlichen Endwasserlinie bis 1 m oberhalb dieser Linie, wird die
Entwicklung von Feuchtvegetation i.w.S. prognostiziert. Dies können je nach Höhe der sich tatsächlich
herausbildenden Endwasserlinie oder der sich zuerst etablierenden Arten (first-comer-Effekt)
durchaus Röhrichte sein, allerdings auch Seggenrieder (sehr selten), Gras-Kraut-Fluren feuchter
Standorte, Feuchtgebüsche oder Vorwälder feuchter Standorte. Eine Vorhersage welcher dieser
Biotoptypen sich tatsächlich etabliert ist zumeist nicht möglich.
Für ausgewählte Gebiete - die Mücheln-Innenkippe und den Tagebau Kayna-Süd - wurde auf
Grundlage der oben genannten Voraussetzungen modellhaft errechnet, wieviele Röhrichtflächen bei
Flutung bzw. Grundwasserwiederanstieg verloren gehen und wie groß die Fläche übrig bleibender
bzw. neu entstehender Röhrichte sein könnte. Nachfolgend wird die prognostizierte Entwicklung für
die genannten Gebiete diskutiert.
316

Ergebnisse und Diskussion
Mücheln-Innenkippe
Nach den hydrologischen Modellen der LMBV wird von einem Endwasserstand von 98 m NN
ausgegangen. Die z.Zt. bestehenden großflächigen Röhrichtbestände nördlich der östlichen und
nordwestlich der westlichen Bandanlagenkippe (siehe Abb. 164) werden überflutet. Insgesamt geht
eine Fläche von ca. 25 ha Röhricht innerhalb des betrachteten Untersuchungsgebietes der Innenkippe
und deren Umfeld durch Überflutung verloren (siehe Tab. 150). Das sind 97,37 % der aktuell in
diesem Gebiet ausgebildeten Röhrichtbestände! Nur 0,07 ha Röhricht im Bereich zwischen 96 m und
98 m bleiben erhalten, allerdings könnten sich in diesem Abschnitt ca. 28,76 ha Röhricht neu
entwickeln. Der Bereich zwischen 98 und 99 m NN - ca. 14,96 ha potenzielle Feuchtvegetation i.w.S. -
wird derzeit überwiegend von Rohbodenflächen sowie diversen Gras-Kraut-Fluren eingenommen; hier
könnten sich eventuell ebenfalls neue Röhrichte bilden. Ein großer Anteil aller dieser Röhrichte dürfte
jedoch nur als vergleichsweise schmaler Ufersaum ausgebildet sein und damit eventuell einigen
Vogelarten nicht mehr als Habitat genügen (negative Randeinflüsse!).
Ausgedehntere, zusammenhängende Röhrichtbestände, sind für den Bereich zwischen westlicher
Innenkippe und westlicher Bandanlagenkippe, für den Bereich zwischen östlicher Bandanlagenkippe
und östlicher Innenkippe sowie dem Ost-Rand des derzeitigen Aschespülfeldes zu erwarten. Die
beiden erstgenannten Gebiete profitieren außerdem von der relativ windgeschützten Lage.
Zusammenhängende, sehr großflächige Röhrichte, wie sie derzeit noch zu finden sind, wird es zwar
nicht mehr geben, aber die genannten, sich an anderen Stellen herausbildenden, etwas kleineren
Röhrichtbestände, können wahrscheinlich Ausweichhabitate für die im Gebiet naturschutzfachlich sehr
bedeutende, an solche Strukturen gebundene Avizönose darstellen.
Tab. 150 Entwicklung der Röhrichtbestände im Bereich der Mücheln-Innenkippe
derzeitige Gesamt-Röhrichtfläche 25,83 ha 100 %
Röhrichte unterhalb 96 m NN (Verlust durch Überflutung) 25,15 ha 97,37 %
Röhrichte zwischen 96 und 98 m NN (bleiben bestehen) 0,07 ha 0,27 %
Röhrichte zwischen 98 und 99 m NN (können eventuell
bestehen bleiben)
0,04 ha 0,15 %
Röhrichte über 99 m NN (häufig, aber nicht
notwendigerweise Land-Röhrichte) - (gehen mittel- bis
langfristig durch Sukzession verloren)
prognostizierte Neubildung von Röhrichtenzwischen 96
und 98 m NN
eventuelle Neubildung von Röhrichtenzwischen 98 und
99 m NN
0,57 ha 2,21 %
28,76 ha
14,96 ha
111,34 %
(der derzeitigen Röhrichtfläche )
57,92 %
(der derzeitigen Röhrichtfläche)
317

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 164 Potenzielle Entwicklung von Röhricht- bzw. Feuchthabitaten im Bereich der Mücheln-Innenkippe
318

Ergebnisse und Diskussion
Tagebau Kayna-Süd
In den hydrologischen Modellen der LMBV wird für dieses Gebiet ebenfalls ein Endwasserstand von
98 m NN vorhergesagt. Weite Bereiche der derzeit größtflächigsten Röhrichtbestände im Bereich von
Süd- bzw. Südostufer werden in Folge des noch fortschreitenden Grundwasserwiederanstieges soweit
überstaut, dass es zu derem Absterben kommen wird. Schon jetzt sind mehrere Schilfbestände dem
aktuellen, eigentlichem Ufer weit vorgelagert und durch erste Ausfälle deutlich aufgelichtet. Insgesamt
gehen ca. 3,34 ha Röhricht verloren (77,49 % des derzeitigen Röhrichtbestandes) (siehe Tab. 151
und Abb. 165). Nach den Modellprognosen bleiben ca. 0,58 ha derzeitiges Wasserröhricht im Bereich
zwischen 96 und 98 m NN erhalten, langfristig könnten sich hier außerdem ca. 9,93 ha Röhricht neu
bilden - eine mehr als doppelt so große Röhrichtfläche wie sie derzeit existiert. Dazu kommt ein
Gesamtbereich von ca. 4,25 ha zwischen 98 und 99 m NN mit potenzieller Feuchtvegetation, von
denen allerdings ca. 0,58 ha derzeit Vorwald sind und sich kaum zu Röhrichten entwickeln dürften.
Auch bei den prognostizierten Röhrichtflächen im Bereich zwischen 96 und 98 m NN muss
wahrscheinlich deutlich differenziert werden. Am Süd- bzw. SO-Ufer sind schon jetzt größere
Röhrichte entwickelt; hier „wandert“ wahrscheinlich das Schilf allmählich mit der Uferlinie weiter. Die
Verluste dürften damit weitgehend ausgeglichen und der naturschutzfachliche Wert des Gebietes für
Röhrichtbrüter erhalten bleiben. Größerflächige Röhrichte, wie sie derzeit noch nicht existieren,
könnten sich zudem an einem Teilabschnitt des W-Ufers herausbilden. Im Bereich des O-Ufers könnte
dagegen der zu erwartende starke Wellenschlag (W-Winde) eine Neuetablierung von Röhrichten
unmöglich machen oder zumindest deutlich gegenüber der modellhaften Prognose, die in Abb. 165
dargestellt werden, reduzieren. Im nördlichen Abschnitt des O-Ufers fällt außerdem die Böschung
relativ steil ab, so dass es fraglich erscheint, ob die Entwicklung eines hier ohnehin nur zu
erwartenden schmalen Röhrichtsaums realistisch sein dürfte.
Tab. 151 Entwicklung der Röhrichtbestände im Bereich des ehemaligen Tagebaus Kayna-Süd
derzeitige Gesamt-Röhrichtfläche 4,31 ha 100 %
Röhrichte unterhalb 96 m NN (Verlust durch Überflutung) 3,34 ha 77,49 %
Röhrichte zwischen 96 und 98 m NN (bleiben bestehen) 0,58 ha 13,46 %
Röhrichte zwischen 98 und 99 m NN (können eventuell
bestehen bleiben)
Röhrichte über 99 m NN (häufig, aber nicht
notwendigerweise Land-Röhrichte) - (gehen mittel- bis
langfristig durch Sukzession verloren)
prognostizierte Neubildung von Röhrichtenzwischen 96
und 98 m NN
eventuelle Neubildung von Röhrichtenzwischen 98 und
99 m NN
0,03 ha 0,70 %
0,36 ha 8,35 %
9,93 ha
4,25 ha
230,39 %
(der derzeitigen Röhrichtfläche )
98,61 %
(der derzeitigen Röhrichtfläche)
319

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 165 Potenzielle Entwicklung von Röhricht- bzw. Feuchthabitaten im Bereich des ehemaligen Tagebaus Kayna-
Süd
320

Ergebnisse und Diskussion
4.3.4 Überflutungstoleranz von Landpflanzen und Röhrichtarten
(Hans-Werner Sonntag & Matthias Stolle)
Durch die Flutung und den damit verbundenen Sauerstoffmangel tritt innerhalb kürzester Zeit ein
Absinken des Redoxpotenzials ein. Dieser Prozess wird wesentlich durch Eigenschaften des
Flutungswassers, die mikrobielle Besiedlung der Boden und das Vorhandensein von
Kohlenstoffquellen (org. Substanz) im Boden oder Substrat beeinflußt. Beim Erreichen sehr tiefer
Werte kann die Freisetzung von Metallionen in phytotoxischen Konzentrationen erfolgen (Tab. 152).
Tab. 152 Bodenchemische Zustandsformen einzelner Elemente in Abhängigkeit vom der Höhe des Redoxpotenzials
Eh in mV oxidierter Zustand reduzierter Zustand
≈600 O 2 , NO - 3 , MnO 2 , Fe(OH) 3 , SO 2- 4 , CO 2
≈500 NO - 3 , MnO 2 , Fe(OH) 3 , SO 2- 4 , CO 2 N 2 O↑, N 2 ↑
≈300 MnO 2 , Fe(OH) 3 , SO 2- 4 , CO 2 Mn 2+
≈100 Fe(OH) 3 , SO 4 2- , CO 2 Mn 2+ , Fe 2+
≈-250 SO 4 2- , CO 2 Fe 2+ , Mn 2+ , S 2- (FeS↓, MnS↓)
≈-200 CO 2 S 2- , CH 4 ↑
Zahlreiche Landpflanzenarten zeigen bereits wenige Tagen nach der völligen Überflutung des Bodens
- einige Arten schon vorher - erste Schäden. Nach dem Vergilben der Blätter/Nadeln sterben die
Pflanzen ab. Dieser Vorgang wird von Schwarzfärbungen an den Wurzeln begleitet die im
Allgemeinen auf verminderte Vitalität oder abgestorbene Wurzeln hindeutet. Die Schwärzungen
werden offenbar durch Eisenverbindungen verursacht (LATTERMANN 1994), die sich nur unter
reduzierenden Bedingungen an den Wurzeln ablagern. Gesunde Wurzeln können durch
Sauerstoffabgabe ein oxidierendes Milieu im wurzelnahen Bereich schaffen und so die Bildung
phytotoxischer Ionen wie Mn 2+ , Fe 2+ , SH - , CH 4 und weiterer Stoffwechselprodukte von Anaerobiern
(BRÄNDLE 1990) verhindern.
Zu den überstauempfindlichsten Arten zählt Sarothamnus scoparius. Im Tagebau Holzweißig-West
war diese Art bereits 20 Tage vor völligem Überstau des Bodens abgestorben (vgl. Tab. 153). Pinus
sylvestris und Betula pendula wiesen auf gleichem Standort erste Schäden auf waren aber noch nicht
abgestorben. Wenig tolerant erwiesen sich Festuca rubra, Festuca cinerea (beide Arten in Ansaaten)
sowie Corynephorus canescens. Diese Arten waren nach 18 Tagen (Festuca spec.) bzw. 44 Tagen
(Corynephorus canescens) Überflutung abgestorben. Wassergesättigtes Substrat wird offenbar von
vielen Arten ertragen, solange die oberirdischen Teilen nicht überflutet sind. An einem durch
Hangwasseraustritte zunehmend vernässten Böschungsabschnitt der Fläche C09 wurden bei
Wassersättigung des Bodens über die Wintermonate bis in Frühsommer keine Schäden an
zahlreichen Trockenrasenarten, die den Hauptanteil der Pflanzendeckung ausmachten, beobachtet
(Trifolium arvense 10 %, Vulpia myuros 7 %, Corynephorus canescens 20 %, Jasione montana 39 %).
Diese Arten bilden ein intensives oberflächennahes Feinwurzelsystem aus, welches von der
Sauerstoffanreicherung des oberflächennahen Bodenwassers profitieren könnte. Unter solchen
Umständen bilden sich keine reduzierenden Bedingungen (Freisetzung toxischer Metallionen). Es
kommt zu einer Art Hydrokultureffekt, der von den Pflanzen offenbar längere Zeit ertragen wird.
Hohe Überflutungstoleranzen wurden bei einer Art festgestellt, die an wechselfeuchte Bedingungen
angepasst ist: Alopecurus geniculatus bildete in Holzweißig-West einen kleinen Bestand, der mit dem
aufgehenden Wasserspiegel in die Höhe gewachsen war und nach 195 Tagen Überflutungsdauer
vom Wasser 1,10 m hoch überstaut wurde. Die Blätter der vitalen Pflanzen schwammen auf der
Wasseroberfläche. Calamagrostis epigejos zeigte auf dieser Fläche im Bereich von 10 cm Höhe über
und unter dem Spülsaum dunkelgrünes Laub. Die Pflanzen schienen wesentlich vitaler als Exemplare
aus dem angrenzenden höherliegenderen trockenen Bereich. Untersuchungen zum N-Gehalt in den
Blättern ergaben Gehalte von 0,87 mg/100 g für den trockenen gegenüber 1,97 mg/100 g für den
feuchten Standort. Möglicherweise kommt es bei der beginnenden Durchfeuchtung des Substrates zu
einem Mineralisierungsschub im Boden, den die Pflanzen nutzten können. Die unter der
Wasseroberfläche befindlichen Nodien waren bewurzelt.
321

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 153 Überflutungstoleranz ausgewählter Arten im Untersuchungsraum
Tagebau Kayna-Süd 07.11.01 Holzweißig-West 06.11.01
Gattung/Art
Überflutungshöhe
in cm
Überflutungsdauer
in Tagen
davon unter
Wasser in cm
Überflutungshöhe
in cm
Bemerkungen (*
Calamagrostis epigejos 20 514 45 80 1
Agrostis gigantea 20 514 1
Equisetum palustre 20 514 1
Pinus sylvestris 0 - 2
Betula pendula 0 - 3
Populus temula 20 514 4
Alopecurus geniculatus 110 195 1
Sarothamnus scoparius 0 (** 4
Überflutungstoleranz ausläuferbildender Gräser (Gewächshausversuch 22.05.02)
Überflutungshöhe
in cm
Überflutungsdauer
in Tagen
Bemerkungen (*
Agrostis stolonifera 3 240 1
Calamagrostis epigejos 3 240 1
Poa compressa 3 240 1
Agrostis gigantea 3 240 1
(* 1 = vital bis 4 = abgestorben
(** bereits bei vollständig wassergesättigten Substrat abgestorben
Neben Calamagrostis epigejos wurden bei Agrostis gigantea die höchsten ermittelten Toleranzen im
Tagebau Kayna-Süd festgestellt. Vitale Exemplare beider Arten wurden am 07.11.2001 in einer
Wassertiefe von 20 cm vorgefunden. Da der Wasserstand in diesem Restloch während der
vorangegangenen zwei Vegetationsperioden anfangs etwas stieg und nachher nur um einen Wert von
ca. 10 cm schwankte (vgl. Abb. 166), haben die Pflanzen mindestens 514 Tage Überstau ertragen.
Der betroffene Uferabschnitt liegt allerdings hinter einem Schilfgürtel, der Wellenschlag weitgehend
abschirmt so dass die Pflanzen durch die Wellenbewegung nicht unter die Wasseroberfläche gedrückt
wurden. Bei ähnlicher Wassertiefe und einer Wuchshöhe von 20 – 30 cm über dem Wasserspiegel
wurde ein Calamagrostis-Bestand an der Ostböschung Holzweißig-West durch die Wellen unter
Wasser gedrückt. in der Folge starben die Pflanzen ab.
mittlere Abweichung in cm
vom Stand 05.04.00
20
15
10
5
0
-5
-10
Jun 00 Aug 00 Okt 00 Dez 00 Feb 01 Apr 01 Jun 01 Aug 01
Abb. 166 Wasserstandsentwicklung im Tagebaurestloch Kayna – Süd vom 05.04.2000 bis zum 18.10.2001
Bei beiden Arten (Agrostis gigantea, Calamagrostis epigejos) handelt es sich um ausläuferbildende
Gräser ohne ausgeprägte Standortbindung. Die Speicherkapazitäten des Rhizomsystems
ermöglichen offenbar ein Überleben unter zeitweise ungünstigen Bedingungen unabhängig davon ob
diese in Trockenstress oder Anaerobie (im Boden) bestehen. Um dieser Frage nachzugehen, wurden
Agrostis gigantea, Calamagrostis epigejos, Poa compressa und Agrostis stolonifera in einem
Gewächshausversuch geflutet und über einen Zeitraum von 240 Tagen beobachtet. Während dieser
Zeit erhöhten bis auf Agrostis gigantea alle Arten ihre Triebzahlen. Die mittlere Länge der Triebe
erhöhte sich bei allen Arten (Tab. 154). An den oberirdischen Sprossteilen waren keine
Vitalitätsverluste erkennbar. Das ehemalige Wurzelsystem einschließlich der Rhizome war bei allen
322

Ergebnisse und Diskussion
Arten schwarz verfärbt aber in seiner Struktur noch erhalten. Oberflächennah hatten sich bei allen
Arten vitale Adventivwurzeln gebildet.
Tab. 154 Wuchsleistung von Rhizomgräsern bei Überstau
Datum
Überflutungsdauer
(Tage)
Datum
Überflutungsdauer
(Tage)
Datum
Überflutungsdauer
(Tage)
Gattung/Art
25.09.01 0 23.01.02 121 22.05.02 240
lebende Triebe lebende Triebe lebende Triebe
Anzahl mittlere Länge Anzahl mittlere Länge Anzahl mittlere Länge
Agrostis stolonifera 65 4 cm 60 7 cm 145 28 cm
Poa compressa 26 16 cm 44 10 cm 113 31 cm
Agrostis gigantea 43 8 cm 56 8 cm 14 21 cm
Calamagrostis epigejos 11 12 cm 30 21 cm 69 42 cm
In der Entwicklungsgeschichte haben sich viele Röhrichtarten von ehemals trockenen Standorten an
zeitweise oder dauernd überstaute Böden angepasst. Eine wichtige Voraussetzung waren Rhizome,
die neben der Luftleitung zu den Wurzeln der Speicherung von Reservestoffen dienen. Diese
Reservestoffe ermöglichen den austreibenden Pflanzen im Frühjahr die Distanz zwischen
Gewässergrund und Wasseroberfläche zu überbrücken. Bei ansteigendem Wasserspiegel reagieren
die hauptsächlich untersuchten Arten Typha spec. und Phragmites australis durch Verlängerung der
Sprossachse. Dabei werden erstaunliche Wuchsleistungen erbracht (Tab. 155). Die größte
Wuchshöhe erreichte Phragmites australis im Tagebau Holzweißig-West mit 4,80 m Gesamtlänge. Bei
diesen Pflanzen lagen nur die obersten 20 cm über dem Wasserspiegel, diese Triebe blieben steril.
Ein wesentlicher Grund für diesen Längenzuwachs dürfte der relativ langsame aber stetig steigende
Wasserspiegel sein. Phragmites australis erreicht nach OSTENDORP (1989) im Mai bis Juni
Wachstumsgeschwindigkeiten von 4 cm / d ; gepflanzte Bestände 2 - 3 cm / d (KRUMSCHEID 1987). Diese
Angaben übertreffen den durchschnittlichen Wasseranstieg in Holzweißig-West ( ca. 0,56 cm / d ) um ein
Vielfaches. Die Pflanzen können dem ansteigenden Wasser "davonwachsen". Bei den Beständen in
Holzweißig-West handelt es sich um ehemalige Landröhrichte, die sich an Hangwasseraustritten
ansiedelten. Im September 99 erreichte das aufgehende Wasser die Basis des Schilfbestandes. Zu
Beginn der nächsten Vegetationsperiode mussten etwa 2,20 m Wassertiefe überwunden werden. Zur
nächsten Vegetationsperiode waren es bereits 3,60 m, bis zum Zeitpunkt der Messung im November
2001 hatte der Bestand seine ursprüngliche Wuchshöhe bei einem Wasserstand von 4,60 mehr als
verdoppelt. In Kayna-Süd betrugen die zu überwindenden Wasserhöhen im gleichen Zeitraum jeweils
maximal 2,20 m.
Tab. 155 Überstautoleranz ausgewählter Röhrichtarten
Gattung/Art
Wasserstand im Beobachtungszeitraum: F 2000 bis H 2001
Tagebau Kayna-Süd
stagnierend
Wuchshöhe in cm (7.11.01)
Restloch Holzweißig-West
Anstieg ca. 4,4 m/a
Wuchshöhe in cm (6.11.01)
Gesamt dav. unter Wasser Gesamt dav. unter Wasser
Großröhrichte
Phragmites australis
min 210 50 125 100
max 340 220 480 460
mittel 277 167 282 231
noch generativ bei: 340 220 365 340
Typha latifolia 105 25
min x x 125 110
max x x 205 130
mittel x x 165 112
Typha angustifolia
min 130 30 x x
max 305 165 x x
mittel 203 85 x x
Kleinröhrichte
Juncus effusus 105 35
min 70 20 x x
max 95 15 x x
mittel 78 18 x x
323

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Gattung/Art
Wasserstand im Beobachtungszeitraum: F 2000 bis H 2001
Tagebau Kayna-Süd
stagnierend
Wuchshöhe in cm (7.11.01)
Restloch Holzweißig-West
Anstieg ca. 4,4 m/a
Wuchshöhe in cm (6.11.01)
Gesamt dav. unter Wasser Gesamt dav. unter Wasser
Juncus articulatus
min 19 9 x x
max 35 15 x x
mittel 29 14 x x
x): nur eine Messung bzw. Art nicht vorhanden
Typha latifolia und Typha angustifolia wurden in beiden Tagebaubereichen nur in sehr kleinen
Beständen und Einzelpflanzen gefunden. Entsprechend sind auch die Messergebnisse zu werten. Die
höchste gemessene Wuchsleistung erreichte Typha angustifolia mit einer Gesamtwuchshöhe von
3,05 m (davon 1,65 m unter Wasser).
Das jährliche Erreichen der generativen Phase ist bei vielen Röhrichtarten Kennzeichen vitaler
Pflanzen oder Pflanzenbestände. Nach eigenen Beobachtungen werden Wasserbestände von
Phragmites australis eher generativ als Landbestände. Bei Typha latifolia und Typha angustifolia
blühen dagegen auch Pflanzen auf wechselfeuchten Grenzstandorten. Da in den untersuchten
Tagebaubereichen Typha nur sporadisch vorkam, wurde das Erreichen der generativen Phase nur bei
Phragmites australis aufgenommen (Tab. 156). Im Mittel der Bestände in Kayna-Süd wird die
generative Entwicklung bei reichlich einem Meter Wassertiefe noch erreicht. Auch wenn Extrema
wesentlich höher liegen können, entspricht dieser Wert etwa den Wassertiefen, die Schilfbestände in
Mitteleuropa erreichen (HASLAM 1970). Bei ständig steigendem Wasserspiegel (Holzweißig-West)
sind die Bestände allerdings in der Lage, die Länge des unter der Wasseroberfläche befindlichen
Sprossteiles etwa zu verdoppeln. Die mittlere Gesamtwuchsleistung liegt aber nur unwesentlich über
der Wuchshöhe bei stagnierendem Wasserstand. Eine Mindestlänge von 60 cm für beblätterte
assimilationsfähige Sprosse scheint Voraussetzung für eine erfolgreiche generative Entwicklung zu
sein. Dieser Wert wurde an den Versuchsstandorten im Mittel bei steigendem und als Minimalwert bei
stagnierendem Wasserstand erreicht.
Eine morphologische Besonderheit, die Phragmites indirekt erlaubt dem aufgehenden Grundwasser
auszuweichen ist die Ausbildung von Kriechtrieben oder Leghalmen. Nach KÜMMERLIN (1993) wird
deren Bildung durch kiesige Substrate gefördert. Eindrucksvolle Leghalmbildungen können bei
Landschilfbeständen beobachtet werden. Längenmessungen im Tagebau Geiseltal ergaben
Wuchsleistungen von bis zu 18 m / a . Das Wachstum erfolgte dabei ungerichtet - teilweise auch bergauf.
Bei rasch steigendem Wasserspiegel im Tagebau Holzweißig-West begannen Leghalme im
Uferbereich aufzuschwimmen (Juli 2000). Wenige Wochen später waren alle Triebe zerstört. Ursache
könnten sowohl die ständige Wellenbewegung als auch fressende Wasservögel sein.
Tab. 156 Generative Entwicklung von Phragmites australis bei ansteigendem Wasserspiegel
Tagebaubereich
mittlere Wuchshöhe in m
über Wasser unter Wasser gesamt
Wuchshöhe maximal [m]
Kayna-Süd 1,43 1,10 2,53 2,20
Holzweißig-West 0,62 2,08 2,70 3,40
Hinweise zur praktischen Umsetzung der Ergebnisse
Auswahl der Pflanzenarten unter folgenden Gesichtspunkten (verändert nach SCHIECHTL 1973):
• ökologische und pflanzensoziologische Grundlagen, Ziel der Begrünung
• Verfügbarkeit (Herkunft, Vermehrbarkeit)
• biotechnische Eignung, Aufbaukraft der Pflanzen (Pionierarten), Wuchsleistung Spross- und
Wurzelsystem)
• Nutzungsorientiert
324

Ergebnisse und Diskussion
4.3.5 Ausgewählte Pflanzenarten und Vegetationseinheiten
(Anita Kirmer & Corinna Wittig)
Nach Beendigung der Abgrabungs- und Sanierungsarbeiten kommt es in den
Tagebaufolgelandschaften zu einem Wiederanstieg des Grundwassers, der je nach Art der Sanierung
(natürlicher Wiederanstieg oder Flutung) schneller oder langsamer erfolgt. Infolge dieses
Wiederanstieges kommt es an den zukünftigen Uferflächen zu einer drastischen Veränderung der
Vegetation, die sich in den letzten Jahren bis Jahrzehnten entwickelt hat. Auf vier
Untersuchungsflächen (Tab. 157) wurde im Zeitraum 2000 bis 2002 die Reaktion dominanter Arten
und Pflanzengemeinschaften auf den Wasseranstieg untersucht. Dafür wurden im Tagebaugebiet
Goitsche zwei Standorte ausgewählt: zum einen das Südufer des Naturschutzgebietes Paupitzscher
See, zum anderen das Südufer des Restloches Holzweißig-West. Des weiteren erfolgten
Untersuchungen im Naturschutzgebiet Schlauch Burgkemnitz (Tagebau Muldenstein) sowie im Südteil
des Tagebaus Kayna-Süd.
Tab. 157 Standortparameter der Untersuchungsflächen zum Wasseranstieg (Tagebaugebiet Goitsche: NSG
Paupitzscher See und Holzweißig-West; Muldenstein: NSG Schlauch Burgkemnitz; Tagebau Kayna-Süd).
Muldenstein – NSG
Schlauch
Burgkemnitz
Goitsche – NSG
Paupitzsch
Goitsche –
Holzweißig-West
Kayna-Süd
Entstehung ca. 1961 1963 - 1971 1994 1970 - 1978
Exposition Nord Nord Nord Nordwest
Hangneigung 0 – ca. 0,5° ca. 2° ca. 10° ca. 2°
Substrat (in 2 cm Bodentiefe) sandig-toniger Lehm;
Teilbereiche: stark
lehmiger Sand und
sandiger Lehm
lehmiger Sand lehmiger Sand,
sandiger Ton
lehmiger Sand
pH (CaCO 3 ): Spannweiten und
Mittelwerte
Wasseranstieg im
Untersuchungszeitraum
4,6 – 7,2
Mittelwert: 6,8
3,7 – 4,2
Mittelwert: 4,0
2,9 – 4,3
Mittelwert: 3,6
3,9 – 7,4
Mittelwert 5,5
ca. 0,4 m ca. 2 m ca. 2,3 m 1 ca. 0,2 m
1
Stolle 2003, mündl.
Auf allen vier Untersuchungsstandorten wurden zu Beginn der Untersuchungen im Jahre 2000
Transekte mit 5 m x 5 m großen Dauerflächen senkrecht zur Uferlinie angelegt. In Muldenstein wurden
zusätzlich in von Wildschweinen gestörten und in ungestörten dichten Land-Reitgras (Calamagrostis
epigejos) - Beständen in einem trockenen und in einem frischen Uferbereich 5 m x 5 m große
Dauerflächen in dreifacher Wiederholung eingerichtet. Da die Standorte großflächig homogen sind,
wurde davon ausgegangen, dass gestörte und ungestörte Flächen vor der Störung eine ähnliche
Land-Reitgrasdeckung aufwiesen. Durch den starken Wasseranstieg war bis zum Jahr 2002 auch die
trockene Variante stark grundwasserbeeinflußt (mittlerer Wasserstand 0,16 bis 0,35 m unter Flur).
Um Informationen über den Wasserstand unter Flur zu bekommen, wurden an jedem
Versuchsstandort entlang der Transekte Messbrunnen eingeschlagen (siehe WITTIG 2003). Am NSG
Schlauch Burgkemnitz wurden nur an den Dauerflächen für die detaillierten Fragestellungen
Messbrunnen aufgestellt, da im Transekt die Wassertiefen zum Zeitpunkt der Vegetationsaufnahmen
mittels Zollstock ermittelt werden konnten. Die Messbrunnen bestehen aus 1 m langen, perforierten
Plastik-Rohren mit einem Durchmesser von 2 cm. Eine Übersicht über die Anzahl der
Untersuchungsflächen und der verwendeten Messbrunnen zeigt Tab. 158. Am Standort Paupitzscher
See wurde für das gesamte Transekt der Wasserstand unter Flur anhand der gemessenen Werte in
Ufernähe extrapoliert, da Wasserstandsmessungen unter 1 m unter Flur nicht möglich waren. Am
Standort Holzweißig-West wurde im Diagramm die Wassertiefe der durch den Wasseranstieg verloren
gegangenen Flächen extrapoliert.
Der Untersuchungszeitraum umfasste drei Vegetationsperioden in den Jahren 2000 bis 2002. In
Muldenstein konnten auf Grund des starken Wasseranstieges nur zwei Vegetationsperioden (2001
und 2002) in die Analysen einbezogen werden, da das im Jahre 2000 eingerichtete Transekt im Jahre
2001 nicht mehr betretbar war. Auf allen Dauerflächen erfolgten einmal jährlich im August
prozentgenaue Vegetationsaufnahmen. Zusätzlich wurden für Phragmites australis in den Jahren
2001 und 2002 die Triebzahlen pro m² ermittelt.
325

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 158 Anzahl der Dauerflächen und Messbrunnen für die verschiedenen Fragestellungen im Zusammenhang mit
dem aktuellen Wasseranstieg auf vier Versuchsstandorten (Tagebaugebiet Goitsche: NSG Paupitzscher
See und Holzweißig-West; Muldenstein: NSG Schlauch Burgkemnitz; Tagebau Kayna-Süd).
Transekte (5 m x 5 m) Dauerflächen (5 m x 5 m) Messbrunnen
NSG Schlauch Burgkemnitz 12 Teilflächen 12 Einzelflächen 6
Kayna-Süd 12 Teilflächen -- 12
Holzweißig-West 29 Teilflächen -- 29
NSG Paupitzscher See 20 Teilflächen -- 16
Für die Auswertungen wurde die Deckung ausgewählter Arten (Land-Reitgras – Calamagrostis
epigejos, Schilf – Phragmites australis, Südlicher Wasserschlauch – Utricularia australis) bzw. von
Artengruppen (Sandtrockenrasenarten, Arten der Zwergbinsengesellschaften, Röhrichtarten,
Grünlandarten, Ruderal-/Segetalarten) betrachtet. Die Zuordnung zu den Artengruppen erfolgte nach
FRANK & KLOTZ (1990).
Folgende Fragestellungen wurden bearbeitet:
• Wie wirkt sich der Wasseranstieg auf die Entwicklung ausgewählter Arten (Land-Reitgras –
Calamagrostis epigejos und Schilf – Phragmites australis) aus?
• Wie entwickeln sich Störstellen (Wildschweinsuhlen) in dichten Land-Reitgras-Beständen im
Gegensatz zu ungestörten Flächen und in Abhängigkeit vom Grundwasserstand (trockene
und feuchte Variante) im NSG Schlauch Burgkemnitz (Tagebau Muldenstein)? Können sich
auf den gestörten Flächen Arten der Zwergbinsengesellschaften etablieren?
• Wie stark beeinträchtigt der Wasseranstieg ufernahe Sandtrockenrasenbestände im NSG
Paupitzsch (Tagebau Goitsche)?
Auswirkung des Wasseranstieges auf die Entwicklung ausgewählter Arten
In Muldenstein kam es im August 2002 auf den Teilflächen, die bereits im August 2001 unter Wasser
lagen (Flächen 4 bis 10) zu einem starken Rückgang der Land-Reitgrasdeckung (Abb. 167). Es ist zu
erwarten, dass die Land-Reitgras-Bestände auf den Teilflächen 11 bis 15 bis 2003 ebenfalls
absterben. Im Gegenzug konnte das Schilf (Phragmites australis) auf einigen Flächen seine Deckung
erhöhen. Eine generative Etablierung von P. australis ist unwahrscheinlich, da Schilfkeimlinge sich
sehr langsam entwickeln und deshalb mit schnellem Wasseransteig nicht mithalten können
(GRÜTTNER Mskr.). Auch zukünftig wird das Schilf nur vegetativ einwandern können, da es laut
HÜRLIMANN (1951) nicht in der Lage ist, in tieferem Wasser zu keimen. Das Vorhandensein von
Schilf im Umfeld der Flächen ermöglicht eine vegetative Einwanderung, z.B. über Legehalme
(„runners“), die eine Länge von bis zu 10 m erreichen können (HASLAM 1972). Die durch das
Absterben der Land-Reitgrasbestände akkumulierte, unzersetzte Streu führt im Boden unter Wasser
zu anaeroben Bedingungen. CLEVERING (1998) beschreibt, dass P. australis bei Anhäufung
arteigener Streu ein reduziertes Wachstum aufweisen kann; möglicherweise läßt sich dies auf die
Streu anderer Arten übertragen. Da es sich um einen sehr geschützten Standort ohne Wellenschlag
handelt, findet kein Sauerstoffaustausch statt, was CLEVERING (1998) in Zusammenhang mit
akkumulierter Streu ebenfalls als Grund für eine verminderte Produktivität von Schilfbeständen
aufführt. Aber auch eine zunehmende Wassertiefe führt laut HELLINGS & GALLAGHER (1992) zu
einer geringeren Wuchsleistung. Diese Faktoren könnten die momentan nur sehr geringen
Triebdichten (Abb. 170) und Deckungen von Phragmites australis auf den Untersuchungsflächen
erklären. Es ist zu erwarten, dass das Schilf auf diesen Flächen keine Monodominanzbestände
ausbilden wird. Da auf allen Teilflächen bereits weitere Großröhrichtarten wie z.B. Typha latifolia und
T. angustifolia vorhanden sind, werden sich diese Arten zumindest mittelfristig am Aufbau der
Röhrichte beteiligen.
326

Ergebnisse und Diskussion
Deckung (%)
2001
Wasserstand (m)
0,5
40
0,4
0,3
20
0,2
0,1
0
0,0
-0,1
-0,2
-0,3
4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15
-0,4
40
Deckung (%)
2002
Wasserstand (m)
0,4
0,3
0,2
20
0,1
0
0
-0,1
4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15
-0,2
-0,3
-0,4
-0,5
Phragmites australis
Calamagrostis epigejos
Wasserstand
Abb. 167 Deckungen ausgewählter Arten auf den 5 m x 5 m Transektflächen im NSG Schlauch
Burgkemnitz/Muldenstein im Zeitraum 2001 - 2002 mit Angabe des Wasserstandes zum Zeitpunkt der
Vegetationsaufnahme.
In Kayna-Süd stieg der Wasserstand im Untersuchungszeitraum insgesamt um 20 cm an. Auf den
Transektflächen im Uferbereich (Teilflächen 3 und 4) nahm die Schilfdeckung stark zu, während das
Land-Reitgras abstarb (Abb. 168). Im Gegensatz zu Muldenstein war in Kayna-Süd kein ausgeprägter
Land-Reitgras-Dominanzbestand vorhanden, so dass es hier bei Überflutung nicht zu ausgeprägten
anaeroben Bedingungen im Boden kommen wird. Die sowohl für die generative als auch für die
vegetative Etablierung von Schilf idealen Standortbedingungen („unten nass, oben trocken“ -
GRÜTTNER Mskr.) resultierten in hohen Triebzahlen pro m² (Abb. 170). Auf den Teilflächen 5 bis 8,
die einen Grundwasserstand von ca. 50 cm unter Flur aufweisen, konnte dagegen das Land-Reitgras
seine Deckung erhöhen. Da auch auf den uferfernen Flächen Phragmites australis bereits mit
geringen Deckungen vorhanden ist, wird sich das Schilf bei weiterem Wasseranstieg rasch zu
Ungunsten des Land-Reitgrases ausbreiten. Da auf Grund der geschützten Lage der
Untersuchungsflächen nicht mit Wellenschlag und dadurch mit einer mechanischen Beschädigung
(COOPS et al. 1994) zu rechnen ist, wird sich auf Grund des flachen Ufers ein breiter und dichter
Schilfgürtel aufbauen.
40
20
0
Deckung (%) Wasserstand (m)
2000
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
1
0,75
0,5
0,25
0
-0,25
-0,5
-0,75
-1
327

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
40
20
0
Deckung (%) Wasserstand (m)
2001
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
1
0,75
0,5
0,25
0
-0,25
-0,5
-0,75
-1
40
20
0
Deckung (%)
2002
Wasserstand (m)
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
1
0,75
0,5
0,25
0
-0,25
-0,5
-0,75
-1
Phragmites australis
Calamagrostis epigejos
Wasserstand
Abb. 168 Deckungen ausgewählter Arten auf den 5 m x 5 m Transektflächen in Kayna-Süd im Zeitraum 2000 - 2002
mit Angabe des Wasserstandes zum Zeitpunkt der Vegetationsaufnahme.
In Holzweißig-West sind auf der 1994 planierten Böschung im Transektbereich zwei
Hangwasseraustritte vorhanden, an denen Phragmites australis bereits im Jahre 1995 beobachtet
wurde (Kirmer 2003, mündl.); (Abb. 169). Zu Beginn der Untersuchungen im August 2000 war
Calamagrostis epigejos auf nahezu allen Flächen mit geringen Deckungen vertreten, konnte aber auf
den meisten Flächen bis zum Jahre 2002 nicht mehr aufgefunden werden. Das Vorhandensein von
Mineralboden und die Wasserverhältnisse im Hangwasseraustrittbereich verbessern nach
HÜRLIMANN (1951) Keim- und Etablierungsbedingungen des Schilfes. Auch WEISNER & EKSTAM
(1997) setzen für eine Neuansiedlung aus Samen einen feuchten, nicht überstauten Standort mit
offenen Bodenstellen voraus. Bis zum Jahre 2002 haben sich zwei Ausbreitungszentren gebildet
(Flächen 12 - 18; Flächen 22 - 26), die nach außen expandieren. Die Triebzahlen pro m² sind
niedriger als in Kayna-Süd (Abb. 170), wobei in den kommenden Jahren eine weitere Zunahme zu
erwarten ist. Im Bereich der Hangwasseraustritte wird sich ein dichter Schilfgürtel entwickeln. COOPS
et al. (1994) beschreiben, dass Röhricht über klonales Wachstum in Richtung offenes Wassers
expandiert, wobei mechanische Beschädigungen durch bewegtes Wasser limitierend wirken. STOLLE
(vgl. Kap. 4.3.4) gibt 2 m als maximale Wassertiefe an. Durch den rasch abfallenden Seegrund wird
an diesem Standort nur ein schmaler wasserseitiger Röhrichtgürtel entstehen.
328

Ergebnisse und Diskussion
40
Deckung (%)
2000
Wasserstand (m)
1
0,75
20
0,5
0,25
0
0
-0,25
-0,5
-0,75
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29
-1
40
Deckung (%)
2001
Wasserstand (m)
1
0,75
20
0,5
0,25
0
0
-0,25
-0,5
-0,75
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29
-1
40
Deckung (%)
2002
Wasserstand (m)
1
0,75
20
0,5
0,25
0
0
-0,25
-0,5
-0,75
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29
-1
Phragmites australis Calamagrostis epigejos Wasserstand
Abb. 169 Deckungen ausgewählter Arten auf den 5 m x 5 m Transektflächen in Holzweißig-West (Goitsche) im
Zeitraum 2000 - 2002 mit Angabe des Wasserstandes zum Zeitpunkt der Vegetationsaufnahme.
329

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
a) NSG Schlauch Burgkemnitz/Muldenstein
25
Triebe /m²
2001 2002
0
4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15
b) Holzweißig-West/Goitsche
100
Triebe /m²
75
100
75
50
Triebe /m²
50
25
25
0
9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29
0
3 4 5 6 7 8 9 10
Kayna-Süd
c)
Abb. 170 Triebzahlen pro m² von Phragmites australis (Schilf) auf den 5 m x 5 m Transektflächen im NSG Schlauch
Burgkemnitz (Muldenstein), in Kayna-Süd und in Holzweißig-West (Goitsche) im Zeitraum 2001 - 2002.
Entwicklung von Störstellen (Wildschweinsuhlen) in dichten Land-Reitgras-Beständen im
Gegensatz zu ungestörten Flächen und in Abhängigkeit vom Grundwasserstand im NSG
Schlauch Burgkemnitz (Tagebau Muldenstein)
Frische Variante
Arten der Zwergbinsengesellschaften (Nanocyperion) können auf geeigneten Standorten
(konkurrenzarme, feuchte und zeitweilig überflutete Flächen) kurzfristig von mechanischen Störungen,
wie sie z.B. auf Truppenübungsplätzen häufig auftreten, profitieren (z.B. BORCHERT et al. 1984,
VON LAMPE 1996, TÄUBER 1994). Wildschweinsuhlen sind im Gegensatz dazu nur kleinräumige,
punktuelle Störungen, die von den Arten schwieriger erreicht werden können. Im Jahr der Störung
konnten sich zwei Arten (Krötenbinse - Juncus bufonius und Borstige Schuppensimse - Isolepis
setacea) auf den gestörten Flächen etablieren. Insgesamt kommen in Muldenstein drei
Nanocyperionarten vor (OEKOKART 1997a). Die dritte Art, Illecebrum verticillatum (Quirlige
Knorpelmiere), konnte die Störflächen nicht erreichen.
Die Produktion riesiger Diasporenmengen (VON LAMPE 1996, SALISBURY 1970) und die Ausbildung
sehr langlebiger Diasporenbanken (POSCHLOD 1993, SALISBURY 1970) in Verbindung mit einem
sehr kurzen Lebenszyklus (VON LAMPE 1996) ermöglicht es den Zwergbinsenarten, kurzfristig
geeignete Etablierungsfenster wahrzunehmen. Die Arten können über Wasservögel (SALISBURY
1970) oder Wind auf die Untersuchungsflächen gelangen. Auf den Untersuchungsflächen in
Muldenstein gingen die Deckungen der beiden etablierten Arten infolge des starken Wasseranstieges
bereits im Folgejahr wieder zurück; die Arten konnten im letzten Untersuchungsjahr nicht mehr
aufgefunden werden (Abb. 171).
Ebenfalls bedingt durch den Wasseranstieg (Abb. 173) reduzierte sich im Untersuchungszeitraum die
Deckung der dominanten Art Land-Reitgras (Calamagrostis epigejos) sowie der Ruderal-/Segetal- und
Grünlandarten sowohl auf den gestörten als auch auf den ungestörten Flächen (Abb. 171). Die
Ruderal-/Segetal- und die Grünlandartengruppe setzte sich im Jahre 2000 aus vielen Einzelarten
(gestört: 27; ungestört: 24) mit geringen Deckungen zusammen. Die Artenzahlen dieser beiden
Artengruppen verringerten sich bis zum Jahre 2002 erheblich (gestört: 3 Arten; ungestört: 2 Arten). Im
Gegenzug dazu konnten die Röhrichtarten auf den gestörten Flächen sowohl Artenzahl als auch
Deckung erhöhen; neu etablierten sich das Schilf (Phragmites australis), der Lanzett-Froschlöffel
(Alisma lanceolata) und die Knäuel-Binse (Juncus conglomeratus). Die Gesamtartenzahl der
Röhrichtarten lag bei acht. Auf den ungestörten Flächen trat das Schilf bislang nicht auf; infolge des
Wasseranstieges konnte z.B. die Gliederbinse (Juncus articulatus) ihren Deckungsanteil erhöhen und
es kam zur Einwanderung des Lanzett-Froschlöffels und des Schmalblättrigen Rohrkolbens (Typha
angustifolia). Hier traten nur fünf Röhrichtarten auf. Durch die Entstehung offener Wasserflächen
330

Ergebnisse und Diskussion
konnte sich der Südliche Wasserschlauch (Utricularia australis) im Jahre 2002 besonders auf den
ungestörten Flächen stark ausbreiten.
Trockene Variante
Auch auf den Flächen der trockenen Variante kam es durch die Störung zunächst zu einer Reduktion
des Deckungsanteiles von Calamagrostis epigejos (Abb. 172), wobei die Gesamtdeckung auf den
gestörten Flächen immer noch bei knapp 70 % lag (frische Variante: ca. 35 %), da sich die Kratzbeere
(Rubus caesius - Ruderal-/Segetalartengruppe) infolge der Störung stark ausbreiten konnte. Auf
Grund der Konkurrenzverhältnisse konnten sich hier keine Nanocyperionarten ansiedeln. Bis zum
Jahre 2002 erreichte das Grundwasser eine mittlere Tiefe von 16 cm (ungestört) bzw. 35 cm (gestört)
unter Flur (Abb. 173), was zur Wiederausbreitung des Land-Reitgrases auf den gestörten Flächen
führte. Calamagrostis epigejos kann von verbesserten Feuchteverhältnissen profitieren (REBELE &
LEHMANN 1994) und erholt sich - außer auf Extremstandorten (FBM 1999) - nach mechanischen
Störungen relativ rasch wieder (1996a). Im Gegensatz zur frischen Variante konnten sich
Röhrichtarten nur unwesentlich ausbreiten, was zum einen mit der hohen Konkurrenz auf der Fläche,
zum anderen mit den im Gegensatz zu den frischen Flächen ungünstigeren Wasserverhältnissen
erklärt werden kann. Eine Vernässung der Flächen wird auch hier zur Ausbreitung von Röhrichtarten
führen, da dann die Deckung des Land-Reitgrases ähnlich wie auf den Flächen der frischen Variante
stark zurückgehen wird.
100%
Prozentualer Anteil der mittleren Deckung; n=3
80%
60%
40%
20%
0%
2000 2000
gestört ungestört
Röhrichtarten
Utricularia australis
Grünlandarten
Sonstige Arten
2001
gestört
2001
2002
ungestört
gestört
Zwergbinsenarten
Calamagrostis epigejos
Ruderal-/ Segetalarten
2002
ungestört
Abb. 171 Prozentualer Anteil
der mittleren
Deckung
ausgewählter Arten
und Artengruppen
auf gestörten und
ungestörten 5 m
x 5 m - Flächen
im NSG Schlauch
Burgkemnitz/
Muldenstein
(frische Variante)
im Zeitraum 2000 -
2002.
331

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
100%
Prozentualer Anteil der mittleren Deckung; n=3
80%
60%
40%
20%
0%
2000
gestört
2000
ungestört
Röhrichtarten
Utricularia australis
Grünlandarten
Sonstige Arten
2001
gestört
2001
ungestört
2002
gestört
Zwergbinsenarten
Calamagrostis epigejos
Ruderal-/ Segetalarten
2002
ungestört
Abb. 172 Prozentualer Anteil
der mittleren
Deckung
ausgewählter Arten
und Artengruppen
auf gestörten und
ungestörten 5 m
x 5 m - Flächen
im NSG Schlauch
Burgkemnitz/
Muldenstein
(trockene Variante)
im Zeitraum 2000 -
2002.
0,50
mittlerer Wasserstand (m), n=3
0,25
0,00
-0,25
-0,50
-0,75
-1,00
gestört
frisch
ungestört
frisch
gestört
trocken
ungestört
trocken
2000
2001
2002
Abb. 173 Mittlerer Wasserstand auf den
gestörten und ungestörten
5 m x 5 m - Flächen im NSG
Schlauch Burgkemnitz/
Muldenstein (frische und
trockene Variante) im
Zeitraum 2000 - 2002.
Zusammenfassung:
Auf den Flächen der frischen Variante förderte eine Störung durch Wildschweine zunächst die
Etablierung von Arten der Zwergbinsengesellschaften. Auf Grund des starken Wasseranstieges auf
+ 35 cm über Flur innerhalb von zwei Jahren kann über die weitere Entwicklung von
Nanocyperionarten nach Störungen in Land-Reitgras-Dominanzbeständen keine Aussage gemacht
werden. Infolge des Wasseranstieges starben die Land-Reitgrasbestände rasch ab und auf den
gestörten Flächen erfolgte eine raschere Röhrichtentwicklung als auf den ungestörten Flächen. Auf
Grund der langsameren Etablierung und Ausbreitung der Röhrichtarten kam auf den ungestörten
Flächen Utricularia australis mit höheren Deckungen vor als auf den gestörten Flächen. Auf den
Flächen der trockenen Variante breitete sich im ersten Jahr nach der Störung Rubus caesius
(Ruderal-/Segetalartengruppe) stark aus. Das Land-Reitgras konnte im Untersuchungsverlauf seine
Deckung auf den gestörten Flächen wieder erhöhen, was mit dem erhöhten Grundwasserstand und
der Unempfindlichkeit der Art gegenüber mechanischen Störungen erklärt werden kann.
Beeinträchtigung ufernaher Sandtrockenrasenbestände durch den Wasseranstieg
Auf Grund des starken Wasseranstieges von ca. 2 m im Untersuchungszeitraum und der geringen
Hangneigung (Verlust von 80 m Transektfläche) konnte die Vegetation des Uferbereiches nicht
reagieren (Abb. 174). Tendenziell fand im Transekt von 2000 bis 2001 ein leichter Rückgang der
Deckung der Sandtrockenrasenarten statt; dies kann aber ebenso mit zyklischen oder
witterungsbedingten Schwankungen der Populationen erklärt werden (vgl. TISCHEW & MAHN 1998).
Auch das Land-Reitgras zeigte auf den Untersuchungsflächen keine deutlichen Veränderungen im
332

Ergebnisse und Diskussion
Deckungsgrad. Da zum Ende des Untersuchungszeitraumes nur noch vier Flächen übrig waren, sind
weitergehende Aussagen nicht möglich. Eine dauerhafte Etablierung von Röhrichtarten erfolgte
bislang nicht; vereinzelt wurden im Uferbereich Jungpflanzen von Typha spec. beobachtet, die
allerdings mit steigendem Wasserstand wieder abstarben. Bei Erreichen des Endwasserstandes kann
mit einer raschen Röhrichtentwicklung gerechnet werden, da Landröhrichte mit Phragmites australis in
unmittelbarer Nähe vorkommen.
20
Deckung (%)
2000
Wasserstand (m)
3,0
10
2,0
1,0
0
0,0
-1,0
-2,0
6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25
-3,0
20
Deckung (%)
2001
Wasserstand (m)
3,0
10
2,0
1,0
0
0,0
-1,0
-2,0
6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25
-3,0
20
Deckung (%)
2002
Wasserstand (m)
3,0
10
2,0
1,0
0
0,0
-1,0
-2,0
6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25
-3,0
Sandtrockenrasenarten Calamagrostis epigejos Wasserstand
Abb. 174 Deckungen ausgewählter Arten und Artengruppen auf den 5 m x 5 m Transektflächen im NSG
Paupitzscher See (Goitsche) im Zeitraum 2000 - 2002 mit Angabe des Wasserstandes zum Zeitpunkt der
Vegetationsaufnahme.
333

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
4.3.6 Ausgewählte faunistische Artengruppen
4.3.6.1 Amphibien
(Michael Reuter)
Der Wasser(wieder-)anstieg in den Tagebaurestlöchern stellt eine einschneidende Veränderung von
Amphibienhabitaten innerhalb der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft dar. Im Bereich der
Restlochsohle von aktiven bzw. Sanierungstagebauen sind in der Regel zahlreiche verschiedene
Gewässer-Biotoptypen entwickelt, die für mehrere gefährdete Amphibienarten einen hohen
naturschutzfachlichen Wert besitzen*.
Durch die Restlochflutung gehen alle diese Gewässer verloren. Es bilden sich große Tagebauseen,
die vor allem aus nachfolgend aufgezählten Gründen meist einen deutlich geringeren Wert als
Laichgewässer für Amphibien besitzen:
• fehlende Flachwasserzonen
• schlechtere Erwärmbarkeit (Tiefe; großer Wasserkörper)
• weitgehendes Fehlen von wind- und wellenschlaggeschützten Uferzonen (Großflächigkeit der
Seen !)
• häufig Fehlen von submersen und anderen Vegetationsstrukturen (zur Verankerung von Laich)
• deutliche Zunahme von Prädatoren (insbesondere von Fischen, die in die Seen eingesetzt
werden; Freßfeinde von Laich und Amphibienlarven)
* Ausnahmen stellen Gewässer mit sehr niedrigen pH-Werten dar, in denen keine Reproduktion
möglich ist. In der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (BFL) Sachsen-Anhalts sind solche Fälle
allerdings vergleichsweise selten (z.B. ehemals im Tagebau Goitsche).
Im Zuge des Wasseranstieges können sich andererseits in unterhalb des Endwasserspiegels
gelegenen Kippenbereichen außerhalb des entstehenden Restlochsees neue Gewässer bilden, die
dann von Amphibien genutzt werden können. Voraussetzung dafür sind allerdings morphologisch
reich gegliederte Kippenbereiche, mit zahlreichen Hohlformen, in denen sich Wasser sammeln kann.
Durch Vernässung oder Wiederanspringen von angeschnittenen Grundwasserleitern an
Außenböschungen kann es ferner zur Neubildung temporärer Kleinstgewässer kommen. In der Regel
verlanden diese jedoch sehr schnell und können kaum von Pionierarten genutzt werden (Ausnahme:
Ackerflächen, Wege).
Die nachfolgende Tabelle gibt eine Übersicht über die in ungefluteten Restlöchern Sachsen-Anhalts
nachgewiesenen gefährdeten Amphienarten und die Folgen des Wasseranstieges auf diese.
Tab. 159 Auswirkungen des Wasseranstieges auf gefährdeten Amphibienarten
Kreuzkröte
Wechselkröte
Art
bedeutendste Laichgewässer in
Restlöchern, die durch Flutung
verloren gehen
vegetationslose bis -arme, temporäre
Klein- und Flachgewässer
vegetationslose bis -arme
Flachgewässer bzw.
Flachwasserzonen von Weihern und
Seen
naturschutzfachlicher Wert der sich durch
Wasseranstieg neu bildenden Gewässer
für die genannten Amphibienarten
- entstehender See bietet keine
Ersatzhabitate·
- eine Vernässung von Ackersenken im
Kippenbereich kann zur dauerhaften
Neubildung von Ausweichs-
Laichgewässern führen
- der entstehende Restsee kann nur bei
Vorhandensein windgeschützter
Flachwasserzonen (Lage in Buchten)
mittelfristig Ausweichshabitate für die Art
bieten·
- sich neu bildende Gewässer im
Kippenbereich (in Senken), können
mittelfristig für die Art geeignet sein
334

Ergebnisse und Diskussion
Knoblauchkröte
Laubfrosch
Moorfrosch
Art
bedeutendste Laichgewässer in
Restlöchern, die durch Flutung
verloren gehen
vegetationsreiche, ausdauernde
Klein- und Flachgewässer sowie
Weiher
temporäre Kleingewässer,
Flachgewässer, z.T. Weiher; in der
BFL Sachsen-Anhalts aktuell äußerst
selten
vegetationsreiche, ältere
Flachgewässer; in ungefluteten
Restlöchern selten und außerdem nur
regional vorkommend
naturschutzfachlicher Wert der sich durch
Wasseranstieg neu bildenden Gewässer
für die genannten Amphibienarten
- windgeschützte, flachere Buchten der
neuen Restseen können
Ersatzlebensräume bieten - allerdings bei
meist geringen Individuenzahlen·
- sich neu bildende Gewässer im
Kippenbereich (in Senken), stellen häufig
gute Ausweichshabitate dar
- entstehender Restsee bietet der Art keine
Reproduktionsmöglichkeiten·
- sich durch Grundwasseranstieg neu
bildende Temporärgewässer (z.B. in
Ackersenken) oder Weiher (in Senken)
können eventuell Ausweichshabitate
darstellen
- entstehender Restsee bietet keine
Ausweichshabitate·
- unterhalb des Endwasserspiegels
liegenden (Innen-)Kippenbereichen, auf
denen sich neue Flachgewässer bilden - in
der BFL Sachsen-Anhalts aktuell nur im
Tgb. Muldenstein zu beobachten - können
Ersatzhabitate darstellen
Seefrosch Weiher und kleinere Seen - entstehender See bietet bei Herausbildung
von Wasservegetation Ersatzhabitate;
günstig sind auf jeden Fall windgeschützte,
flachere Buchten entlang des Seeufers
Durch den Wasseranstieg sind in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts vor allem
bei Kreuz- und Wechselkröte deutliche Bestandsrückgänge zu erwarten, die in den ungefluteten
Restlöchern von Sanierungtagebauen einen deutlichen Verbreitungsschwerpunkt innerhalb der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft besitzen. Diese Verluste können mangels geeigneter Gewässer
im Kippenbereich nicht ausgeglichen werden.
Auch die Knoblauchkröte wird deutliche Bestandseinbußen erleiden, kann jedoch im Gegensatz zu
den beiden vorherigen Arten auch tiefere Gewässer bis Weihergröße im Kippenbereich als
Laichgewässer nutzen und wird dort auch durch Sukzession nur sehr langsam verdrängt.
Die einzige gefährdete Amphibienart die durch die Flutung der Restlöcher gefördert werden könnte, ist
der Seefrosch. Auch die Ubiquisten Erdkröte, Teichfrosch und lokal (in Waldgebieten) vielleicht auch
der Grasfrosch, können Restseen in stärkerem Maße als Laichgewässer nutzen. Günstig sind auf
jeden Fall windgeschützte, flachere Buchten.
4.3.6.2 Carabiden
(Hans-Markus Oelerich)
Die bodenlebenden Arthropoden sind in ihrem Auftreten vor allem von der Vegetationsstruktur und
dem Mikroklima abhängig. Der Anstieg des Wasserspiegels in den Tagebaurestlöchern nach erfolgter
Sanierung stellt hier einen gravierenden Eingriff dar. Am tiefgreifendsten ist dabei zunächst der
Verlust der Biotope, die nach der Flutung unter Wasser geraten. Hierbei ist vor allen der Verlust an
trocken-warmen, vegetationsarmen Lebensräumen zu nennen, die in der Phase des Abbaus und der
Sanierung prägend für die Tagebaue sind und naturschutzfachlich eine hohe Bedeutung für eine
Reihe spezialisierter Pionierbesiedler besitzen.
Neben diesem ‚Totalausfall’ terrestrischer Habitate kommt es zumindest im zukünftigen Uferbereich zu
einer Veränderung der Feuchteverhältnisse und damit zur Veränderung der Vegetation sowie des
Mikroklimas.
Ausgangszustand einer Restlochflutung ist ein zumeist über Jahre (der Sanierung) konstant
gehaltener Wasserspiegel. Im Tagebau konnten sich dabei in Abhängigkeit von der Geomorphologie,
dem Bodensubstrat, dem Sanierungseinfluss und der Entfernung zum Ufer eine differenzierte Flora
und Fauna entwickeln. Häufig findet man vom Zentrum des Tagebaus zum Tagebaurand hin eine
Abfolge beginnend mit einer mehr oder weniger breiten Uferröhricht-Zone über vegetationsarme
335

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Bereiche bzw. Sukzessionsflächen (je nach Alter von Pionierfluren bis zu Vorwäldern) bis hin zu den
Böschungen im Bereich des zukünftigen Endwasserstandes, die zumeist aus (Festuca-) Ansaaten
bestehen.
Abb. 175 zeigt Ergebnisse von Bodenfallenfängen, die in einem Transekt vom Ufer eines
Tagebaurestsees in angrenzende Flächen mit spontaner Vegetation hinein durchgeführt wurden
(Tagebau Kayna-Süd: Uferröhricht sowie trockene Gras-Kraut-Fluren, z.T. mit Birken; Standzeit:
07.03.00 - 17.04.01, 4 Standorte mit je 5 Fallen in unterschiedlicher Entfernung vom Ufer). Da es sich
bei diesem Tagebaubereich um eine ehemalige Spülfläche handelt, ist das Gelände nur relativ
schwach geneigt. Der Wasserspiegel lag während der Untersuchungen etwa bei 95 m NN und wird
voraussichtlich (im Zuge der Flutung des Geiseltalsees) auf 98 m NN ansteigen.
Die Abbildung stellt die prozentualen Anteile "feuchteliebender" (hygrophiler), "trockenheitsliebender"
(xerophiler) und indifferenter bzw. euryhygrer Laufkäferarten bzw. -individuen an den vier
Fallenstandorten dar. (Die vollständigen Artenlisten, aus denen auch die ökologische Einstufung der
Arten zu ersehen ist, befinden sich in Anlage 17)
Anteil Laufkäferarten (%)
trockene GKF
(KS 04)
190 m vom Ufer
trockene GKF
(KS 03)
150 m vom Ufer
trockene GKF
mit Birken (KS 02)
35 m vom Ufer
Uferbereich
(KS 01)
0 20 40 60 80 100
Anteil Laufkäferindividuen (%)
trockene GKF
(KS 04)
190 m vom Ufer
trockene GKF
(KS 03)
150 m vom Ufer
trockene GKF
mit Birken (KS02)
35 m vom Ufer
Uferbereich
(KS01)
0 20 40 60 80 100
hygrophil indifferent bzw. euryhygre xerophil
Abb. 175 Prozentuale Verteilung hygrophiler, xerophiler bzw. euryhygrer Laufkäferarten und –individuen an den vier
Standorten eines Bodenfallentransektes im ehemaligen Tagebau Kayna-Süd, mit unterschiedlichen
Entfernungen zur Uferlinie des Tagebaurestsees.
Legende: GKF = Gras- Kraut-Flur; KS01: 17 Arten, 86 Ind., KS02: 35 Arten, 1146 Ind., KS03: 31 Arten, 988 Ind.,
KS04: 35 Arten, 665 Ind.
Erwartungsgemäß dominieren im Uferbereich des Tagebaurestsees die hygrophilen Laufkäfer. Sie
stellen fast 80 % der Arten und über 90 % aller Individuen. Am darauf folgenden 35 Meter entfernten
Fallenstandort - einer trockenen Gras-Kraut-Flur mit Einflüssen eines seitlich angrenzenden
336

Ergebnisse und Diskussion
Birkenvorwaldes - sind die hygrophilen Arten deutlich (auf unter 20 %) zurückgegangen. Durch die
individuenreichen Fänge des xerophilen Calathus erratus an diesem Standort liegt der Anteil
trockenheitsliebender Carabidenindividuen hier sogar bei etwa 90 %. Die beiden 150 m bzw. 190 m
vom Ufer entfernten, unverbuschten Gras-Kraut-Fluren zeigen eine sehr ähnliche Laufkäferfauna. Es
dominieren deutlich die xerophilen Arten, feuchteliebende Laufkäfer sind nur in wenigen
Einzelindividuen vertreten.
Diese Untersuchungen, die einen Zustand vor einem Wasseranstieg dokumentieren sollen, zeigen
eine gewisse faunistische Zonierung entlang eines Gradienten vom Ufer des Tagebaurestsees zum
Tagebaurand. Es wird aber auch deutlich, dass der Einfluss des Wasserspiegels auf die
bodenlebenden Arthropoden nur über eine relativ geringe Distanz wirkt und dass er vor allem die
direkte Uferfauna beeinflusst. In einem zweiten Versuchsansatz wurde daher im Bereich des
ehemaligen Tagebaus Holzweißig-West das direkte Geschehen während des Wasseranstieges
mithilfe von Fallenfängen verfolgt.
An der Böschung des Restsees Holzweißig-West wurden entlang eines Transektes Bodenfallen in
unterschiedlicher Entfernung zum Wasser aufgestellt (Standzeit: 16.05.00 - 02.11.01). Bei Beginn der
Untersuchungen wurden je fünf Bodenfallen am Ufer (HW01), in einem Sandtrockenrasen (HW02;
35 m vom Ufer entfernt), in einer Röhricht-bestandenen Quellflur (HW03; 80 m vom Ufer) und in einem
weiteren Sandtrockenrasen im oberen Bereich der Böschung (HW04; 110 m vom Ufer) ausgebracht.
Die Fallen im Uferbereich wurden im Zuge des Wasseranstieges immer wieder etwas höher gestellt
und letztlich im September 2000 eingezogen. Im Folgenden sollen einige Ergebnisse zur Veränderung
der Laufkäferfauna auf den Untersuchungsflächen dargestellt werden. Insgesamt wurden 55
Carabidenarten in 1.145 Individuen erfasst (die vollständigen Artenlisten befinden sich in Anlage 17).
Der mit 257 Exemplaren individuenreichste Laufkäfer der untersuchten Böschung war Calathus
ambiguus. Abb. 176 macht deutlich, dass diese xerophile Art fast ausschließlich die Trockenrasen
besiedelt. So geben u.a. auch BARNDT et al. (1991) als Schwerpunktvorkommen dieser Art die
Sandtrockenrasen an. Trat diese Laufkäferart im ersten Untersuchungsjahr noch in beiden
bearbeiteten Silbergrasfluren auf, so wurde er 2001 fast nur noch im oberen Trockenrasen gefangen.
Durch den Wasseranstieg geht für C. ambiguus Lebensraum verloren. Die macroptere Art weicht
dabei fliegend dem ansteigenden Wasser aus.
Trockenr.
Böschung
Quellröhr.
Trockenr.
See
Ufer
Calathus ambiguus
100 80 60 40 20 0 20 40 60 80 100
2000 %
2001
Abb. 176 Verteilung der Individuen von Calathus ambiguus (2000: 221 Ind., 2001: 36 Ind.) in den Bodenfallenfängen
entlang eines Transektes an der Böschung des Tagebaurestsees Holzweißig-West;
durch die Wellenlinien wird grob der Stand des ansteigenden Wasserspiegels symbolisiert.
Calathus fuscipes (siehe Abb. 177), der mit 133 Individuen ebenfalls zu den dominanten Laufkäfern
gehörte, ist eine trockenheitsliebende Art, die vor allem in ausdauernden Ruderalfluren auftritt. Sie ist
nicht so stark wie C. ambiguus an die Trockenrasenhabitate gebunden und im ersten
Untersuchungsjahr auch an Ufer und in geringer Individuenzahl am Quellröhricht im mittleren
Hangbereich zu finden. Diese weitere Verbreitung liegt unter Umständen auch daran, dass bei dieser
Art die Hautflügel zumeist verkürzt sind und C. fuscipes daher geeignete Habitate nicht gezielt
anfliegen kann, sondern 'zu Fuß' erreichen muss (und dabei u.U. untypische Biotope, wie das
Quellröhricht durchquert). Nachdem im zweiten Untersuchungsjahr das ansteigende Wasser große
337

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Teile des 'unteren' Trockenrasens erreicht bzw. überschwemmt hat, tritt C. fuscipes wie auch
C. ambiguus fast ausschließlich in der Silbergrasflur im oberen Bereich der Böschung auf.
Trockenr.
Böschung
Quellröhr.
Trockenr.
See
Ufer
Calathus fuscipes
100 80 60 40 20 0 20 40 60 80 100
2000 %
2001
Abb. 177 Verteilung der Individuen von Calathus fuscipes (2000: 100 Ind., 2001: 33 Ind.) in den Bodenfallenfängen
entlang eines Transektes an der Böschung des Tagebaurestsees Holzweißig-West;
durch die Wellenlinien wird grob der Stand des ansteigenden Wasserspiegels symbolisiert.
Abb. 178 und Abb. 179 zeigen mit Agonum sexpunctatum und Agonum marginatum die Verteilung
zweier hygrophiler Laufkäferarten. Agonum sexpunctatum findet man an sumpfigen und feuchten
Orten, an Gewässerrändern oder in feuchten Wäldern. Die Käfer der beiden Agonum-Arten sind
flugfähig, überwintern als Imagines und pflanzen sich im Frühjahr fort.
Trockenr.
Böschung
Quellröhr.
Trockenr.
See
Ufer
Agonum sexpunctatum
100 80 60 40 20 0 20 40 60 80 100
2000 %
2001
Abb. 178 Verteilung der Individuen von Agonum sexpunctatum (2000: 212 Ind., 2001: 33 Ind.) in den
Bodenfallenfängen entlang eines Transektes an der Böschung des Tagebaurestsees Holzweißig-West;
durch die Wellenlinien wird grob der Stand des ansteigenden Wasserspiegels symbolisiert.
Zu Beginn der Untersuchungen tritt A. sexpunctatum am Ufer des Restsees und im Bereich des
Quellröhrichts auf (siehe Abb. 178). Im Verlauf des Wasseranstiegs wandert die Art mit dem
Seespiegel mit und dringt im zweiten Untersuchungsjahr selbst in die höher gelegenen
Trockenrasenbereiche ein. Durch den Wasseranstieg gehen damit an der Böschung für diese
hygrophile Art bislang keine Lebensräume verloren. Sie scheint in ihrer Habitatwahl weniger an die
Vegetationsstruktur als vielmehr an das Mikroklima gebunden zu sein, dass nach Anstieg des
Wassers selbst den ehemaligen Trockenrasen zu einem geeigneten Habitat werden lässt. Zeigt die
Vegetation nach einem Wasseranstieg (oder auch dem Rückgang des Wasserspiegels) erst mit einer
gewissen Zeitverzögerung deutliche Reaktionen, so reagieren epigäische Arthropoden wie die
338

Ergebnisse und Diskussion
Laufkäfer zum Teil sehr rasch auf die Veränderungen. Dies konnten auch Untersuchungen von
TIETZE (mündl.) bestätigen. Danach verschwinden z.B. Carabus clathratus bzw. Agonum ericeti nach
Melioration von Nasswiesen- bzw. Moorhabitaten bereits im Folgejahr aus ihren angestammten
Lebensräumen, obwohl äußerlich die Habitatsstruktur des Großseggenriedes bzw. des Hochmoores
noch unbeeinflusst erscheint.
Trockenr.
Böschung
Quellröhr.
Trockenr.
See
Ufer
Agonum marginatum
100 80 60 40 20 0 20 40 60 80 100
2000 %
2001
Abb. 179 Verteilung der Individuen von Agonum marginatum (2000: 34 Ind., 2001: 12 Ind.) in den Bodenfallenfängen
entlang eines Transektes an der Böschung des Tagebaurestsees Holzweißig-West;
durch die Wellenlinien wird grob der Stand des ansteigenden Wasserspiegels symbolisiert.
Agonum marginatum zeigt wiederum eine andere Reaktion auf den Wasseranstieg (Abb. 179). Diese
Laufkäferart ist an die Uferbereiche stehender und langsam fließender Gewässer gebunden. Sie tritt
sowohl im ersten, als auch im zweiten Untersuchungsjahr arttypischer Weise nur an der schmalen
Uferlinie auf. Der Anstieg des Wasserspiegels hat daher bei etwa gleich bleibendem Böschungswinkel
auf die besiedelbare Habitatfläche für diese Art kaum einen Einfluss, da jeweils nur der schmale
nasse Ufersaum bewohnt wird, auch wenn dieser sich allmählich verschiebt.
Zusammenfassend kann für die Laufkäfer als Beispielgruppe epigäischer Arthropoden Folgendes
festgestellt werden:
Hygrophile Laufkäferarten - solche von naturnahen Fließgewässerökosystemen mehr als jene
stehender Gewässer - sind von Natur aus an wechselnde Wasserstände angepasst. Sie reagieren
fliegend oder 'per pedes' durch Ausweichmanöver und suchen sich an der Uferböschung das ihrer
ökologischen Präferenz jeweils zusagende Habitat. Die Feuchte ist dabei der dominante
mikroklimatische Faktor. Bei raschem Wasseranstieg kann die jeweilige Vegetationsstruktur der
Habitate im Bereich des jeweiligen Wasserspiegels sehr unterschiedlich sein. Der Wasseranstieg in
den Tagebaurestlöchern wird für diese ökologische Gruppe kaum negative Auswirkungen haben. Es
werden sich im Gegenteil im Laufe der Zeit noch weitere Arten dieser Präferenzgruppe einfinden.
Stenök-hygrophile Moorarten, die sich im Verlaufe der aufgelassenen aber grundwasserregulierten
Untertagekippen in dauerhaft vernässten Habitaten vereinzelt angesiedelt haben und Ausgangspunkt
für die Entwicklung von Moorzönosen darstellten, werden derartige Habitatstrukturen an den
verbleibenden Böschungsoberkanten nicht mehr finden. Diese naturschutzfachlich sehr wertvollen
Arten werden 'Opfer' des Wasseranstieges sein, da ihre Habitatstrukturen vollständig ausfallen.
Deutliche Habitatverluste durch den Wasseranstieg in den Tagebaurestlöchern sind gleichfalls für die
ökologische Präferenzgruppe der xerophilen Laufkäferarten zu prognostizieren. Sie weichen dem
feuchter werdenden Substratbedingungen infolge des steigenden Wasserspiegels aus und suchen in
höher gelegenen Bereichen neue magere und trockene, ihrem Präferenzmuster entsprechende
Habitate. Diese sind vor der Flutung in großen Flächenanteilen vorhanden und werden mit dem steten
Wasseranstieg immer weniger und verschwinden örtlich - insbesondere dort, wo anstehende
gewachsene Böschungsoberkanten keine mageren Substrate aufweisen - vollständig.
Für Phytophage, gleichwohl ob für spezialisierte monophage oder polyphage, bei denen die An- oder
Abwesenheit der Nahrungspflanzen der Hauptfaktor in einer Biozönose ist, wirkt sich der
Wasseranstieg über die Betroffenheit der Vegetation aus. Wenn die Bestände der Nahrungspflanze(n)
in der Lage sind dem Wasseranstieg (wenn auch mit einer gewissen Verzögerung) zu folgen, dann
339

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
werden auch die tierischen Begleitarten ihr folgen, solange die mikroklimatischen Bedingungen im
Toleranzbereich der Arten liegen.
Entscheidend für den Einfluss der Flutung auf die Wirbellosenfauna ist die Schnelligkeit des
Wasseranstieges. Im Allgemeinen ertragen viele Arthropoden temporäre Überstauungen gut, da sich
durch die hydrophobe Kutikula bei Überstauung ein mehr oder weniger großer Luftraum um sie bildet.
Dieser wirkt als mechanische "Lunge" und das Insekt kann sich über die Tracheen bei vermindertem
Stoffumsatz mit Sauerstoff versorgen. Eier, Larven, Puppen und Imagines - vor allem von hygrophilen
Arten - können dies gleichermaßen gut. Dauerüberstauungen (bzw. ein weiterer Anstieg) haben
jedoch für alle Stadien - mit Ausnahme der Imagines - den sicheren Tod zur Folge.
Insgesamt wird durch den Wasseranstieg in den ehemaligen Tagebauen für sehr viele, insbesondere
magere xerotherme Habitate besiedelnde Arthropodenarten (und dies sind zumeist
naturschutzfachlich wertvolle Arten) ein Großteil ihrer Lebensräume verloren gehen. Gleiches gilt auch
für die zumeist gefährdeten Initialarten der Moorentwicklung.
4.3.6.3 Libellen
(Jörg Huth)
Zahlreiche Libellenlebensräume der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft unterliegen gegenwärtig
oder in den nächsten Jahren einem Anstieg des Wasserspiegels, der meist im Zusammenhang mit
der Flutung von Tagebaurestlöchern steht. So sind Libellenhabitate innerhalb der Restlöcher von
direkter Überflutung betroffen. Grundwasserbeeinflusste Lebensräume außerhalb der Restlöcher oder
im Bereich von Innenkippen können durch den flutungsbedingten Anstieg des Grundwasserspiegels
betroffen sein.
Die fliegenden Libellen und die im Wasser lebenden Larven sind prinzipiell nicht durch Ertrinken
gefährdet. Überwinternde Eistadien können bei schnellem Wasseranstieg möglicherweise in
Wassertiefen gelangen, in denen es im nächsten Frühjahr/Frühsommer wegen der schlechteren
Erwärmung zu einem verzögerten Schlupf oder zu Schlupfausfällen kommt.
Hinsichtlich der wasseranstiegsbedingten Wirkungen auf Libellen lassen sich folgende allgemeinen
Erkenntnisse formulieren:
• jedes Gewässer ist verschieden (entscheidend: Morphologie, Anstiegsgeschwindigkeit)
• wasseranstiegsbedingte Wirkungen werden durch andere Einflüsse überlagert
(Populationsdynamik, Witterung, methodische Unterschiede der Erfassung)
Der stärkste Einfluss des Wasseranstieges auf Libellen wird durch den Verlust essenzieller und
wertvoller Habitatstrukturen verursacht. Des weiteren kann Wasseranstieg zur Verschlechterung von
Habitatbedingungen (z.B. Wasserqualität, Erhöhung des Feinddruckes) führen. In Ausnahmefällen
kann es auch zur Verbesserung der Habitatbedingungen durch (geringen) Wasseranstieg kommen.
Folgende wasseranstiegsbedingten Wirkungen auf Libellenhabitate wurden ermittelt:
Beeinträchtigung von Libellen durch Wasseranstieg
• flutungsbedingter Verlust von Weihern, Flachwasserzonen, Klein- und Flachgewässern,
Quellstandorten und Rinnsalen im Bereich der Tagebausohle und der Böschungen sowie im
Bereich grundwasserbeeinflusster Innenkippen
• Vernichtung, Ausdünnung oder Artenverarmung von Röhrichtbeständen durch schnellen
Wasseranstieg und damit Verschlechterung der Habitatqualität für röhrichtpräferente Arten
• flutungsbedingtes Eindringen von Fischen in bisher fischfreie Libellen-Reproduktionsgewässer
durch Anbindung isolierter Gewässerteile an Fischgewässer (Fische sind Fressfeinde der
Libellenlarven!)
340

Ergebnisse und Diskussion
Förderung von Libellen durch Wasseranstieg
• großflächige Neuentstehung von Flachwasserbereichen durch geringen (grundwasserbedingten)
Anstieg des Wasserspiegels im Bereich von Innenkippen (einziges bekanntes Gebiet: NSG
Schlauch Burgkemnitz im ehemaligen Tagebau Muldenstein, dort Förderung und - zumindest
zeitweilige - positive Bestandsentwicklung der meisten naturschutzfachlich wertvollen
Libellenarten)
Tab. 160 gibt einen Überblick über den Einfluss der Flutung von Restseen auf ausgewählte
gefährdete Libellenarten, für die im Rahmen der Untersuchungen von FBM und FLB Beobachtungen
in Habitaten mit flutungsbedingtem Wasseranstieg gemacht werden konnten.
Tab. 160 Einfluss der Flutung von Restseen auf ausgewählte gefährdete Libellenarten
betroffene Arten Wirkung Ursache
Orthetrum coerulescens
(Kleiner Blaupfeil)
Orthetrum brunneum
(Südlicher Blaupfeil)
Sympetrum pedemontanum
(Gebänderte Heidelibelle)
Lestes dryas
(Glänzende Binsenjungfer)
Lestes virens
(Kleine Binsenjungfer)
Lestes barbarus
(Südliche Binsenjungfer)
Sympecma fusca
(Winterlibelle)
Brachytron pratense
(Kleine Mosaikjungfer)
Aeshna isosceles
(Keilflecklibelle)
Ischnura pumilio
(Kleine Pechlibelle)
Anax parthenope
(Kleine Königslibelle)
dauerhafter Habitatverlust (Verlust von
Quellen und Quellrinnsalen im Bereich der
Grubensohle und der Böschungen)
dauerhafter Habitatverlust (Verlust von
vegetationsreichen Klein- und
Flachgewässern/Flachwasserbereichen)
vorübergehender Habitatverlust (Verlust von
Röhrichten)
dauerhafter Habitatverlust und
vorübergehender Habitatneugewinn (Verlust
von vegetationsarmen
Pionierkleinstgewässern, Nutzung von
Ersatzhabitaten an vegetationsarmen
Seeufern)
kein Einfluss
Quellhorizonte meist unterhalb der geplanten
Wasserspiegelhöhen, Neuentstehung von
Quellen sehr unwahrscheinlich
Arten der kleineren Gewässer bis
Weihergröße, Seen werden nicht oder nur
ausnahmsweise besiedelt
Arten können sich an Flachufern mit
Röhrichtentwicklung an den entstehenden
Seen wieder neu etablieren; teilweise werden
während der Flutung Ersatzhabitate für
Schlupf und Eiablage genutzt (z.B. Sympecma
fusca in überfluteten Reitgras-Fluren auch bei
schnellem Wasseranstieg reproduzierend)
Nutzung vegetationsarmer Flachufer mit
Spülwassertümpeln an den entstehenden
Restseen während der Flutungsphase;
langfristig (nach Einpegelung des
Endwasserstandes) wahrscheinlich wieder
Habitatverlust durch Sukzession
Seeart, auf Röhrichte nicht essentiell
angewiesen, Reproduktion auch bei schnellem
Wasseranstieg, besiedelt auch große Seen in
hoher Stetigkeit
Nur selten sind Libellenarten des Altersstadiums der Sukzession vom flutungsbedingten Habitatverlust
betroffen, da die Habitate innerhalb der Restlöcher in der Mehrzahl noch nicht so alt sind. In manchen
Restlöchern wird jedoch bereits schon seit Jahrzehnten trotz des eingestellten Abbaus Wasserhaltung
betrieben, so dass sich im Bereich der Grubensohle langfristig Habitate entwickeln konnten, an denen
Libellenarten der Alterstufe der Sukzession vorkommen (z.B. Restloch Domsen).
Gravierende wasseranstiegsbedingte Wirkungen auf bedeutende Vorkommen der gefährdeten Arten
werden ausführlich auf der Seite ‘Vorkommen, Bestand und Entwicklungsprognose gefährdeter
Libellenarten in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts’ des ISABEL beschrieben.
341

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5 Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und
Sanierungsplanung
5.1 Konkrete Entwicklungsprognosen von naturschutzfachlich wertvollen
Arten, Biotoptypen bzw. Tagebaubereichen
5.1.1 Entwicklungsszenarien und Prognosen
5.1.1.1 Entwicklungsszenarien für ausgewählte Biotoptypen
(Sabine Tischew & Anita Kirmer)
Für die im Projekt intensiver untersuchten Tagebaue wurden aus den Ergebnissen der
Chronosequenzanalysen und der Dauerbeobachtungsflächen sowie auf Grund von
Literaturauswertungen (THOMASIUS et al. 1997, SELENT et al. 1999) Algorithmen für
Entwicklungsszenarien erstellt. In diese Algorithmen müssen neben dem Sukzessionsfortschritt auch
Veränderungen, die durch den Grundwasseranstieg bedingt werden, integriert werden. Dazu wird auf
die Ergebnisse aus den Kap. 4.3.3 und 5.1.2 zurückgriffen.
Für die südlichen Untersuchungsgebiete (Südraum) wurden die Entwicklungsszenarien auf der
Grundlage der Untersuchungen in den Tagebauen Kayna-Süd und Mücheln-Innenkippe erstellt (Abb.
181). Bei den nördlichen Untersuchungsgebieten (Nordraum) gelten die Algorithmen für die Tagebaue
Goitsche (Sandtrockenrasen Petersroda, Bärenhof, Tagesanlagen, Halde 10/35) und Golpa-Nord
(Abb. 180). Im Folgenden werden entsprechend dieser Algorithmen für Entwicklungsszenarien
konkrete Abfragen für die o.g. Tagebaue vorgestellt.
Die Prognosen beziehen sich dabei auf Entwicklungen, die in den nächsten 20 - 30 Jahren stattfinden
werden. Für die entstehenden Wälder beziehen sich die Angaben des Klimaxstadiums
(Schlussgesellschaft) entsprechend der langen Entwicklungszeiten auf die Entwicklungsrichtung.
342

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Sümpfe, Röhrichte,
Weiden
Hangwasseraustritt
Grundwasserstand
2m üF - 2m uF >1m-2m uF >1m - 2m uF >1m - 60%
Sand, pH-Wert
4
Sandige
Substrate >60%
Sand, pH-Wert
4
Sandige
Substrate >60%
Sand, pH-Wert
4
Sandige
Substrate >60%
Sand, pH-Wert
4
Sandige
Substrate >60%
Sand, pH-Wert
4
Sandige
Substrate >60%
Sand, pH-Wert
4
pH-Wert <
Erhalt Rohbodenstandort
pH-Wert >3 -

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Sümpfe, Röhrichte,
Weiden
Hangwasseraustritt
2m üF - 10%
und/ oder
pH-Wert 30°, geomorpholog.
Prozesse
75-100%
Erhalt Rohbodenstandort
Hangneigung
>15°-30°,
Schüttrippen;
langsame
Vergrasung,
Verbuschung
Hangneigung
1m - 1m uF
aktuell Offenland
>2m uF
z.T. stauende
Schichten im
Untergrund
Kohle >10%
und/ oder
pH-Wert 10%,
und/ oder
pH-Wert 1m - 2m uF
Birken-Stiel-
Eichenwälder
Stiel-Eichen-
Hainbuchenwälder
Mischsubstrate
(± sandig-tonig)
Eichen-
Hainbuchen-
Winter-
Lindenwälder
Abb. 181
Entwicklungsszenarien bei Grundwasseranstieg und Sukzession - Südraum
344

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
5.1.1.2 Konkrete Prognosen für die Tagebaubereiche Golpa-Nord, Sandtrockenrasen,
Goitsche-Inseln, Kayna-Süd, Mücheln-Innenkippe
(Annett Baasch, Sabine Tischew, Anita Kirmer, Gerd Jünger & Holger Goj)
1. Bärenhofinsel und Tagesanlagen IIa (Goitsche, Tagebauregion Bitterfeld)
► Anlage 20 Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Bärenhof-Insel
► Anlage 21 Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Tagesanlagen Pfeiler 2a
Teile der Bärenhofinsel und einige Bereiche der ehemaligen Tagesanlage IIa zeichnen sich durch den
Erhaltes von Reliktaueböden und der jahrzehntelangen Zwangswasserhaltung durch zwar stark
geschädigte, aber insbesondere in 3er Krautschichtzusammensetzung noch relativ gut erhaltene
Auwaldreste aus. Diese gewachsenen Bereiche stellten während der Zeit des Tagebaubetriebes
wichtige Refugien für Tier- und Pflanzenarten der vorbergbaulichen Landschaft dar und sind heute
essentielle Diasporenquellen für Wiederbesiedlungsprozesse in der durch den Bergbau devastierten
Umgebung. Außer den vorhandenen, gewachsenen Böden liegen +/- besiedlungsfreundliche sandiglehmige
Kippsubstrate vor, welche eine zügig voranschreitende Sukzession ermöglichen.
Beide Untersuchungsgebiete, Bärenhofinsel und Tagesanlagen, sind derzeit bereits auf etwa der
Hälfte der Gesamtfläche durch gehölzdominierte Biotope (Verbuschungs- und Vorwalsstadien, Auwaldreste)
geprägt.
Abb. 182 zeigt die prognostizierten Flächenanteile der Biotoptypen für beide Untersuchungs-gebiete.
Außerhalb des direkten Grundwassereinflussbereiches (> 2 m uF) wird die Entwicklung von großflächigen
Eichen-Hainbuchenwäldern (Carpinion betuli Issler 1931 emend. Oberd. 1957) prognostiziert.
Derzeit existierende Offenlandbiotope werden in diesem Bereich auf Grund der günstigen Substrate
oder erhaltenen Reliktböden sowie reichlicher Diasporenquellen in unmittelbarer Umgebung einer
schnellen Verbuschung bzw. Vorwaldentwicklung mit Dominanz von Eichen (Quercus robur, Quercus
petraea) und Hainbuchen (Carpinus betulus) unterliegen.
Aktuelle Offenlandbiotope grundwassernäherer Standorte (1 - 2 m uF) werden in Zukunft gleichfalls
durch eine zunehmende Verbuschung und die Entwicklung von Birken-Pionierwäldern charakterisiert
sein. Langfristig kann für diese Bereiche die Ausprägung von Sternmieren-Stieleichen-
Hainbuchenwäldern (Stellario holosteae-Carpinetum betuli Oberd.1957) bzw. die Regeneration noch
kleinflächig vorhandener Auwaldrelikte prognostiziert werden.
Abb. 182 Prozentuale Flächenanteile
der für Bärenhofinsel
und Tagesanlagen
prognostizierten
Biotoptypen
Der infolge der Spontanflutung mit Muldehochwasser im Sommer 2002 vorzeitig erreichte Endwasserstand
liegt bei 75 m über NN.
Auf überstauten Flächen und im unmittelbaren Einflussbereich des Grundwassers (0 - 1 m uF) kann
sich fast entlang der gesamten Uferlinie der Bärenhofinsel ein Biotop-Mosaik aus Feuchtvegetation
wie Röhrichten, Sümpfen und Weidengebüschen entwickeln. Auf nährstoffreicheren Standorten sind
345

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
hier auch gute Voraussetzungen für die Bildung kleinflächiger Schwarzerlen-Bruchwälder (Alnion
glutinosae (Malc. 1929) Meijer-Drees 1936) und Großseggenrieder (Magnocaricion elatae W. Koch
1926) gegeben.
2. Halde 10/35 – Tonberg (Goitsche, Tagebauregion Bitterfeld)
► Anlage 22 Entwicklungsrognose für den Tagebaubereich Halde 1035
Infolge der Hochwasserkatastrophe vom Sommer 2002 wurde das Restloch durch einschießendes
Mul-dehochwasser spontan geflutet und so der durch die hydrologischen Modelle der LMBV für das
Tage-baugebiet Goitsche prognostizierte Endwasserstand von 75 m über NN vorzeitig erreicht. Das
Unter-suchungsgebiet der Halde 10/35 (Tonberg, Tonhalde) ist bereits vollständig von Wasser
umgeben und bildet eine dem Festland vorgelagerte Insel.
Die Halde ist ca. 40 Jahre alt und unterlag seither einer größtenteils ungestörten Sukzession. Auf
Grund der Schutzstrategie für das Gebiet (Prozessschutz) und der relativ isolierten Lage kann auch in
Zukunft eine weitestgehend ungestörte Vegetationsentwicklung angenommen werden.
Entlang der Uferlinie im Grundwassereinflussbereich (0 - 1 m uF) werden sich zukünftig vermehrt
Arten der Feuchtvegetation etablieren können und einen +/- schmalen, dem Ufer vorgelagerten Saum
bilden, welcher sich mosaikartig aus Weidengebüschen, Sumpfvegetation, Röhrichten und
stellenweise auch Schwarzerlen-Beständen zusammensetzt. Großflächige Röhrichte werden sich, auf
Grund kaum vorhandener Flachwasserzonen, im unmittelbaren Haldenbereich nicht entwickeln
können. Im südlich angrenzenden Gebiet (Feuchtwald) ist aber von einer weiteren Etablierung und
Ausbreitung der Röhrichte auszugehen.
Prognostizierte Anteile der Biotoptypen für
Halde 1035
60
55
Flächenanteil in %
50
40
30
20
10
0
10 12
Röhricht
Wald (GW-
Einfluss)
Wald (ohne GW-
Einfluss)
23
nicht
prognostiziert*
Abb. 183 Prozentuale Flächenanteile
der für die Halde 10/35
prognostizierten
Biotoptypen
(* keine Prognose auf Grund
fehlender Bodendaten)
Der größte Teil des pflanzenbestandenen Haldenraums wird aktuell durch unterschiedliche Vorwaldstadien
mit Dominanz der Hänge-Birke (Betula pendula) geprägt. Im Unterwuchs treten stellenwei-se
schon heute Gehölze späterer Entwicklungsstadien wie Stiel-Eiche (Quercus robur), Winter-Linde
(Tilia cordata) oder Hainbuche (Carpinus betulus) auf. Mit Ausnahme grundwasserferner Standorte (>
2 m uF) auf sandigen Substraten werden diese Gehölzarten die Birke sukzessive ersetzen.
Auf grundwasserbeeinflussten Böden (1 - 2 m uF) und/oder über wasserstauenden Tonschichten ist
die Entwicklung von Stieleichen-Hainbuchenwäldern (Stellario holosteae-Carpinetum betuli
Oberd.1957) wahrscheinlich.
Im zentralen, nicht grundwasserbeeinflussten Teil des Haldenkörpers werden sich auf tonig-lehmigen
Substraten großflächig winterlindenreiche Eichen-Hainbuchenwälder (Carpinion betuli Issler 1931
emend. Oberd. 1957) entwickeln können. Lediglich auf sandigen, grundwasserfernen Mischsubstraten
wird die Hänge-Birke auch langfristig dominieren. Daneben werden vermehrt Wald-Kiefern (Pinus
sylvestris) und/oder Eichenarten (Quercus robur, Quercus petraea) auftreten. Langfristig wird für diese
Bereiche, welche derzeitig zumeist noch Offenlandcharakter besitzen, über Verbuschungs- und
Pionierwaldphasen die Entwicklung von Birken-Kiefern-Wäldern oder von Birken-Eichen-Wäldern
(Quercion robori-petraeae Br.-Bl. 1932) prognostiziert.
346

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
3. Sandtrockenrasen bei Petersroda (Goitsche, Tagebauregion Bitterfeld)
► Anlage 23
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Sandtrockenrasen Petersroda
Das Untersuchungsgebiet östlich der Ortschaft Petersroda im Tagebaugebiet Goitsche ist ein ca. 30
Jahre alter und 1,4 km² großer Silbergras-Pionierflur/Sandtrockenrasen-Komplex auf einem Substratmosaik
grundwasserferner, sehr nährstoffarmer Tertiär/Quartärsand-Gemenge.
Durch die Oxidation der in tertiären Substraten enthaltenen Schwefelverbindungen zu freier Schwefelsäure
unterliegt dieser Standort in weiten Bereichen einer langanhaltenden Versauerung. Daneben
sind diese Substrate sehr arm an pflanzenverfügbaren Nährstoffen und infolge des geringen Wasserspeichervermögens
der Sande außerordentlich trocken. Seit ca. 30 Jahren findet im Gebiet auf Grund
teilweise nicht erfolgter Sanierung und großräumigem militärischen Übungsbetrieb eine weitestgehend
ungestörte Vegetationsentwicklung statt. Nur kleinere Teilbereiche wurden nach der Schüttung und
Planierung Anfang der 70er Jahre einer Meliorationsmaßnahme (Kalkung) unterzogen. Wegen der
extremen abiotischen Standortbedingungen schreitet der Sukzessionsprozess nur sehr langsam
voran. Aktuell wird das Gebiet durch eine großflächige Offenlandschaft, welche sich mosaikartig aus
noch immer vorhandenen Rohböden, Silbergraspionierfluren und Sandtrockenrasen zusammensetzt,
geprägt. Bislang konnten sich unter diesen Bedingungen nur vereinzelt Gehölze etablieren. Auf Grund
der avisierten Naturschutzstrategie im Sinne eines dynamischen Prozessschutzes kann für das
Gebiet, mit Ausnahme einiger kleinerer, forstwirtschaftlich genutzter Flächen, auch zukünftig eine
spontane Vegetationsentwicklung angenommen werden.
Aus Sicht des Naturschutzes besteht das Wertpotenzial des Gebietes insbesondere in der
dynamischen Entwicklung eines Biotopmosaiks mit hohen Anteilen an Offenlandbereichen. Die hier
vorgestelten Prognosen beziehen sich auf die hydrologischen Modelle der LMBVmbH, die auf Grund
der spontanen Flutung 2002 und der schwer prognostizierbaren Entwicklung der tatsächlichen
Grundwasserstände im Untersuchungsgebiet nur Trends angeben können. Danach würden auf etwa
75 % der Gesamtfläche auf Grund der gehemmten bzw. stark verzögerten Gehölzentwicklung auch
zukünftig +/- junge Sukzessionsstadien vorherrschen (Abb. 184). Die punktuell bereits erfolgte bzw.
einsetzende Verbuschung in Form von Ginsterfluren und Pioniergehölzen wie Populus tremula, Pinus
sylvestris und Betula pendula führt in den kommenden Jahrzehnten zu einer Erhöhung der
Strukturvielfalt, wobei der Offenlandcharakter in Teilbereichen erhalten bleiben wird. Der
naturschutzfachliche Wert des Gebietes, insbesondere für die aktuell vorkommenden
Ödlandschrecken oder aus avifaunistischer Sicht als Lebensraum für gefährdete Vogelarten wie bspw.
Heidelerche, Brachpieper und Steinschmätzer ist somit mittelfristig gesichert.
Prognostizierte Anteile der Biotoptypen für den
Sandtrockenrasen bei Petersroda
Flächenanteil in %
80
70
60
50
40
30
20
10
0
3
19
Röhricht Verbuschungs- u.
Vorwaldstadien
78
Offenlandgeprägte
Biotopmosaike
Abb. 184 Prozentuale Flächenanteile
der für den Sandtrockenrasen
bei Petersroda
prognostizierten Biotoptypen
Die Entwicklungsrichtung der entstehenden Verbuschungs- und Vorwaldstadien wird die
standorttypische Schlussgesellschaft der Birken-Kiefern- oder Birken-Eichenwälder sein.
Der flächenmäßig größte Teil des Gebietes, mit Ausnahme von grundwasserbeeinflussten Geländemulden,
wird unter der Voraussetzung eines nicht weiter ansteigenden Grundwasserstandes somit
auch zukünftig von Trocken- und Magerbiotopen geprägt sein. Vor allem im östlichen Teil, d.h. im
Uferbereich des hineinragenden Restloches Holzweißig-West, kann sich Röhricht- und
Sumpfvegetation als uferbegleitender Saum ausbilden. Daran anschließend wird auf den Standorten
mit besserer Wasserversorgung die Entwicklung von Birken-Stieleichen-Wäldern prognostiziert.
347

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Die forstwirtschaftlichen Nutzflächen sind einerseits mit Rot-Eichen (Quercus rubra), andererseits mit
Schwarz-Kiefern (Pinus nigra) bestanden, welche als Neophyten bzw. allochthone Gehölze einen geringen
naturschutzfachlichen Wert besitzen.
Entgegen den hydrologischen Modellen der LMBVmbH muss nach Abschluss der Arbeiten an dieser
Fragestellung und nach Geländebegehungen im Herbst 2003 von einer weitaus stärkeren Vernässung
in Teilbereichen des Untersuchungsgebietes ausgegangen werden.
4. Golpa-Nord (Tagebauregion Gräfenhainichen)
► Anlage 24
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Golpa-Nord
Die hydrologischen Modelle der LMBV prognostizieren für das Tagebaugebiet Golpa-Nord einen
Endwasserstand von 78,6 m über NN. Entlang der Uferlinie, insbesondere in flachen
Böschungsbereichen, wird sich bei Grundwasserständen von 0 - 1 m uF Feuchtvegetation (z.B.
Röhrichte, Sumpfvege-tation, Weidengebüsche und teilweise auch Schwarzerlen-Bestände)
einstellen.
Daneben befinden sich im Untersuchungsgebiet zwei kleinere, im Rahmen von
Rekultivierungsmaßnahmen entstandene Gewässer sowie ein ebenfalls künstlich angelegtes
Fließgewässer (Rekultivierungsvorhaben „Bachaue“). Bereits jetzt konnten sich an den Ufern
Röhrichtarten etablieren. In Abhängigkeit vom Wasserdurchfluss werden zeitlich differenzierte
Verlandungsprozesse stattfinden.
Große Bereiche des Untersuchungsgebietes werden zu Zeit durch Forste oder junge Anpflanzungen
und Ansaaten geprägt. Diese Flächen unterlagen mehrfach vorbereitenden Meliorationsmaßnahmen
(z.B. Kalkung).
Bereiche mit Spontansukzession sind bereits verbuscht oder werden zukünftig verstärkt verbuschen
und sich zu verschiedenen Birkenpionierwaldstadien entwickeln.
Auf grundwasserfernen (> 2 m uF), sandigen Substraten kann langfristig die Entwicklung von Birken-
Eichen-Wäldern (Quercion robori-petraeae Br.-Bl. 1932), auf Mischsubstraten (sandig-lehmig-tonig) zu
winterlindenreichen Eichen-Hainbuchenwäldern (Carpinion betuli Issler 1931 emend. Oberd. 1957)
prognostiziert werden.
Aktuelle Offenlandstandorte in grundwasserbeeinflussten Bereichen (1 - 2 m uF) werden sich
langfristig über verschiedene Verbuschungs- und Vorwaldstadien zu Stieleichen-Hainbuchenwäldern
(Stellario holosteae-Carpinetum betuli Oberd.1957) entwickeln.
Der Großteil des Untersuchungsgebietes wird somit zukünftig durch Gehölzbestände (Gebüsche,
Vorwälder, Wälder und Forste) gekennzeichnet sein. Nur für ca. 1 % der Gesamtfläche kann auf
Grund der sehr trockenen und/oder dynamischen Standortverhältnisse eine langsam
voranschreitende Sukzession und somit der mittelfristige Erhalt von Offenlandbiotopen mit deren
typischer Flora und Fauna angenommen werden (Abb. 185). Auf lange Sicht werden sich aber auch
hier über Birken-Kiefern-Vorwälder letztlich Birken-Eichenwälder herausbilden.
Prognostizierte Anteile der Biotoptypen für
Golpa-Nord
Flächenanteil in %
60
50
40
30
20
10
0
7
51
28
1 1 2
Röhricht Wald Vorwald Offenland Gewässer bebaute
Bereiche
Abb. 185 Prozentuale Flächenanteile
der für Golpa-Nord
prognostizierten
Biotoptypen
348

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
5. Kayna-Süd (Tagebauregion Geiseltal)
► Anlage 25
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Kayna-Süd
Der zentrale Teil des Restloches Kayna-Süd wird durch den Wasserkörper geprägt. Die hydrologischen
Modelle der LMBV prognostizieren für das Gebiet einen Endwasserstand von 98 m über NN.
Infolge des fortschreitenden Grundwasseranstieges wird der Großteil der aktuellen Röhrichtbestände
durch Überflutung verloren gehen. Im Gegenzug bilden sich an der zukünftigen Uferlinie zwischen 96
und 98 m über NN neue Röhrichte. Einerseits gehen diese von derzeit existierenden Beständen aus,
welchen auf Grund des vegetativen Ausbreitungsvermögens von Phragmites australis (Bildung von
ober- und unterirdischen Ausläufern) das „Wandern“ mit der Uferlinie möglich ist (S-, SO-Ufer).
Andererseits werden sich großflächige Röhrichte in Flachwasserbereichen mit geringem Wellenschlag
(Abschnitte des W-Ufers) neu etablieren. Damit können die Flächenverluste infolge der Flutung
kompensiert werden. Die Prognose geht langfristig sogar von einer Erhöhung der
Gesamtröhrichtfläche aus. Der naturschutzfachliche Wert des Gebietes, insbesondere für
Röhrichtbrüter, aber auch als Lebensraum für gefährdete Pflanzenarten wie beispielsweise für den
Sumpf-Sitter (Epipactis palustris), hat demzufolge zukünftig Bestand. (siehe 4.3.3).
Die terrestrischen Bereiche des Restloches werden zunehmend durch Gehölzbestände
gekennzeichnet sein. Große Bereiche des Untersuchungsgebietes weisen oberflächennah mehr oder
weniger besiedlungsfreundliche quartäre Substrate (Geschiebelehm, Geschiebemergel) auf, welche
eine sukzessive Vegetationsentwicklung in Richtung Vorwälder/Wälder ermöglichen bzw.
beschleunigen.
Ausgehend von den derzeit existierenden Vorwäldern ist in Abhängigkeit von Grundwasserstand und
Bo-densubstrat durch das verstärkte Auftreten spätsukzessionaler Arten wie Eiche (Quercus robur,
Quercus pertaea), Winter-Linde (Tilia cordata) und Hainbuche (Carpinus betulus) eine differenzierte
Waldentwicklung möglich. Auf grundwasserfernen, +/- nährstoffreicheren und durch höhere Anteile an
bindigen Materialien gekennzeichneten Substraten ist die Entwicklung von Traubeneichen-
Hainbuchenwäldern (Carpinion betuli Issler 1931 emend. Oberd. 1957) wahrscheinlich. Daneben
dürften sich auf kiesig-sandigen, nährstoff- und basenärmeren Substraten insbesondere Birken-
Stieleichenwälder entwickeln (Quercion robori-petraeae Br.-Bl. 1932). Einige Bereiche im Westteil des
Untersuchungsgebietes werden zur Zeit forstwirtschaftlich genutzt.
Während aktuell in weiten Bereichen des Tagebaurestloches Biotope des Offenlandes (Gras-Kraut-
Fluren) dominieren, kann für den Großteil dieser Flächen auf Grund der besiedlungsfreundlichen
Substrate (Kohle < 10 %, pH > 4) eine relativ schnelle Verbuschung durch Pioniergehölze wie Hänge-
Birke (Betula pendula) und Zitterpappel (Populus tremula) sowie mesophile Gebüsche (Rosa spec.,
Crataegus spec.) prognostiziert werden. Auch ein Teil der bisherigen Rohböden wird unter diesen
Voraussetzungen über ein Gras-Kraut-Stadium sukzessive durch Gehölze besiedelt werden. Der
aktuell sehr hohe Anteil an Offenlandbiotopen wird somit stark zurückgehen.
Prognostizierte Anteile der Biotoptypen in
Kayna-Süd
Flächenanteil in %
60
50
40
30
20
10
0
46
39
7
2
5
Röhricht Wald Vorwald Offenland Rohboden
Abb. 186 Prozentuale Flächenanteile
der für Kayna-Süd
prognostizierten Biotoptypen
Lediglich im Süden des Gebietes können auf Grund besiedlungsfeindlicher tertiärer Substrate
langfristig kleinflächige Offenlandstadien erhalten und eine Gehölzbesiedlung verzögert werden.
Infolge der hohen Kohlebeimengungen weisen diese Substrate einen hohen Benetzungswiderstand
349

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
auf. Sie sind zusätzlich außerordentlich trocken, zumeist stark sauer sowie auf Grund der verstärkten
Festlegung von Phosphor und Stickstoff sehr arm an pflanzenverfügbaren Nährstoffen. Unter diesen
Bedingungen ist auf grundwasserfernen Standorten (> 2 m uF) und/oder in Bereichen starker
Hangneigung (> 30 %) vom langfristigen Erhalt der Rohbodenstandorte auszugehen, welche
insbesondere für die aktuell vorkommenden Heuschrecken von hohem naturschutzfachlichen Wert
sind (siehe 5.1.6).
6. Mücheln-Innenkippe (Tagebauregion Geiseltal)
► Anlage 26
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Mücheln-Innenkippe
Die hydrologischen Modelle der LMBV geben für das Untersuchungsgebiet einen Endwasserstand
von 98 m über NN an. Das Gebiet zeichnet sich durch ausgesprochen lange und +/- strukturreiche
Uferlinien aus. Infolge der Flutung werden alle unterhalb 96 m über NN etablierten Röhrichte verloren
gehen, was nahezu den gesamten, zur Zeit vorhandenen Röhrichtbestand betrifft. Langfristig kann der
flächenmäßige Verlust jedoch durch die Neubildung von bandartigen Röhrichtbeständen an flachen
und bis mäßig steilen Ufern (< 10 % Neigung) kompensiert werden; großflächige Röhrichte werden
jedoch kaum entstehen. Die vergleichsweise schmalen Röhrichtsäume könnten eventuell einigen Vogelarten
nicht mehr als Habitat genügen (siehe 4.3.3). Den prognostizierten Röhrichtgürteln
nachgelagert kann sich in grundwasserbeeinflussten Bereichen eine differenzierte Feuchtvegetation
wie Sümpfe, Weidengebüsche oder teilweise auch Erlen-Bestände (Alnus glutinosa) entwickeln.
Danaeben werden, insbesondere im Norden des Gebietes, innerhalb von Geländemulden vereinzelt
Klein- und Kleinstgewässer mit der entsprechenden Feuchtvegetation entstehen können, welche auch
Niedermoorarten Entwicklungsmöglichkeiten bieten.
Die nicht unmittelbar vom Grundwasser beeinflussten Bereiche werden zunehmend durch Gehölze
dominiert sein. Im Westen und Süden der Innenkippe befinden sich schon heute großflächige
Gehölzbestände und junge Anpflanzungen, welche forstwirtschaftlich genutzt werden.
Für den Großteil der aktuell existierenden Vorwälder kann die sukzessive Entwicklung in Richtung der
für das Mitteldeutsche Trockengebiet typischen Trauben-Eichen-Hainbuchenwälder (Carpinion betuli
Issler 1931 emend. Oberd. 1957) prognostiziert werden. Nur punktuell, auf etwas ungünstigeren
Standorten (sandig-kiesige Substrate, Wasserhaltevermögen gering, basen- und nährstoffärmer) werden
sich Birken-Stieleichen-Wälder (Quercion robori-petraeae Br.-Bl. 1932) entwickeln.
Prognostizierte Anteile der Biotoptypen in
Mücheln-Innenkippe
60
Flächenanteil in %
50
40
30
20
10
0
34 34
17
7 8
Röhricht Wald Vorwald Offenland Rohboden
Abb. 187 Prozentuale Flächenanteile
der für Mücheln-Innenkippe
prognostizierten
Biotoptypen
Derzeit werden die nördlich und östlich gelegenen Halbinseln durch großflächige Rohböden geprägt.
Auf diesen Standorten schreiten allgemeine Besiedlungsprozesse, besonders aber die Gehölzetablierung
auf Grund der extremen abiotischen Bodenfaktoren (hohe Kohleanteile > 10 % und/oder niedrige
pH-Werte < 4) nur stark verzögert voran. Ein Teil dieser Rohböden in grundwassernäheren Bereichen
(1 - 2 m uF) wird dennoch, wenn auch langsam und teilweise nur punktuell, langfristig einer
Vergrasung und/oder Verbuschung unterliegen. In diesen Bereichen werden über mehrere Jahrzehnte
Biotopmosaike vorherrschen, in denen Offenlandarten gute Entwicklungsmöglichkeiten vorfinden. Auf
grundwasserfernen Standorten (> 2 m uF) oder in Bereichen hoher Dynamik werden auch langfristig
Offenlandbiotope als Lebensraum für Pionier- und Magerrasenarten erhalten bleiben. In Teilbereichen
350

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
kann unter diesen extremen abiotischen Bedingungen auch der mittel- bis langfristige Erhalt +/-
großflächiger Rohböden prognostiziert werden.
5.1.2 Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen
(Sabine Tischew, Anita Kirmer & Annett Baasch)
Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen stellen typische Vegetationseinheiten der sandigen
und grundwasserfernen Tagebaustandorte im Nordraum dar (vgl. auch FROMM et al. 2002). In einem
Teilbereich des Verbreitungsgebietes dieses Vegetationskomplexes wurden in einer stratifizierten
Zufallsauswahl in physiognomisch ähnlichen Beständen jeweils sechs 1 m² große
Dauerbeobachtungsflächen eingerichtet und über einen Zeitraum von sieben Jahren die
Vegetationsentwicklung mittels prozentgenauer Deckungsschätzungen der Arten verfolgt. Der dafür
ausgewählte Sandtrockenrasen bei Petersroda im Tagebaugebiet Goitsche ist ein ca. 30 Jahre alter
und 1,4 km² großer Silbergras-Pionierflur/Sandtrockenrasen-Komplex auf einem Substratmosaik
grundwasserferner, sehr nährstoffarmer Tertiärsand-Quartärsand-Gemenge. Bislang konnten sich
unter diesen Bedingungen nur vereinzelt Gehölze etablieren. Kleinere Teilbereiche des Gebietes
wurden nach der Schüttung und Planierung Anfang der 70er Jahre einer Meliorationsmaßnahme
(Kalkung) unterzogen. Die Entwicklung dieser Vegetationseinheiten wurde mittels
Hauptkomponentenanalyse mit dem Programmpaket CANOCO 4.0 (TER BRAAK & SMILAUER 1998)
dargestellt. Für jede Vegetationseinheit wurden jedes Jahr Mittelwerte berechnet und im Diagramm
mit Linien verbunden. Tab. 161 stellt die wesentlichen Vegetationseinheiten mit ihrem Standortbezug
dar.
Tab. 161 Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen auf Gemenge aus Tertiärsand-Quartärsand auf dem
Sandtrockenrasen bei Petersroda/Goitsche, Alter ca. 30 Jahre, n = 6
COR CORM HELI TRIF CAL ART
pH [KCl] 0 – 10 cm 3,5 3,8 4,0 4,4 4,4 5,2
Al 3+ [mg/100 g] 0 – 10 cm 77,1 61,2 36,8 11,2 24,8 3,0
Nt [%] 0 – 10 cm < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1
P [mg/100 g] 0 – 10 cm 0,9 3,1 1,0 2,3 1,1 46,9
K [mg/100 g] 0 – 10 cm 1,1 2,7 3,1 7,2 2,0 3,8
1994
1998
2001
1994
1998
2001
1994
1998
2001
1994
1998
2001
1994
1998
2001
1994
1998
2001
mittl. Deckung [%]
Krautschicht 5,9 10,4 12,8 7,0 12,8 16,4 25,0 34,1 50,8 78,3 38,9 48,4 37,0 24,3 36,8 35,0 47,8 55,2
Kryptogamen 0,9 18,3 45,7 80,2 87,4 69,9 30,0 59,8 30,4 36,7 23,6 39,5 9,8 61,8 64,0 26,7 33,2 29,5
ausgewählte Arten
Corynephorus canescens 5,7 9,7 14,6 6,5 11,3 10,7 3,0 21,0 13,8 2,5 3,2 4,9 0,1 2,4 7,5 1,2 5,1 5,5
Hieracium pilosella 0,2 1,0 1,4 0,2 1,7 2,8 4,3 8,3 20,0 15,0 30,0 23,7 1,1 8,8 13,7 5,5 10,0 5,5
Helichrysum arenarium 0,01 - - 0,1 0,6 1,5 15,0 5,0 7,2 4,3 2,4 5,9 1,5 4,7 4,2 2,9 3,8 3,1
Filago minima - - - - - 0,02 0,03 0,1 0,1 - 0,01 - - - 0,01 - 0,01 0,03
Jasione montana - - - - - - - - 0,3 - - - - - - - 0,03 0,5
Trifolium arvense - - - - - - - - 0,02 35,0 2,8 7,8 0,03 0,6 1,5 0,9 1,4 0,7
Trifolium campestre - - - - - - - - - 4,5 8,8 3,2 0,4 0,2 0,7 1,4 0,3 0,4
Vulpia myuros - - - - - - - - 0,3 - 0,9 2,9 - 0,01 0,7 0,02 0,3 3,7
Artemisia campestris - - - - - - - 0,3 0,4 0,1 1,7 2,8 0,3 0,9 0,2 13,3 9,2 8,5
Calamagrostis epigejos 0,01 0,4 2,7 - - - 0,1 0,04 0,5 - - - 31,7 5,7 7,0 0,02 9,2 21,0
mittl. Artenzahl
Krautschicht
Sukzessionsdynamik
1994 - 2001
COR
CORM
HELI
TRIF
ART
CAL
1,7 2,0 2,0 3,3 4,0 5,0 6,0 7,0 8,0 11,3 10,0 15,0 6,5 7,0 8,0 11,5 15,0 23,0
Stagnation/langsame Progession
- Spergulo-Corynephoretum canescenti typicum
starke
Fluktuation
- Spergulo-Corynephoretum canescenti cladonietosum
- kryptogamenreiche Helichrysum arenarium-dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft
- Trifolium campestre et arvense- dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft
- Artemisia campestris-dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft
- Calamagrostis epigejos-dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft
gerichtete Entwicklung
351

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Das Spergulo-Corynephoretum canescenti typicum Tx. (1928) 1955 ist eine artenarme
Pioniergesellschaft und besiedelt auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda die Standorte mit den
niedrigsten pH-Werten. Das Spergulo-Corynephoretum canescenti cladonietosum Tx. (1928) 1955 ist
ein Abbaustadium des Spergulo-Corynephoretum typicum und ist durch eine dichte
Kryptogamenschicht (vor allem Ceratodon purpureus, Polytrichum piliferum und verschiedene
Flechten der Gattung Cladonia) gekennzeichnet. Die dichte Kryptogamenschicht erschwert während
der Keimung von höheren Pflanzen das Eindringen der Radikula in den Boden und verzögert einen
weiteren Sukzessionsfortschritt. Auf Sanden mit einem etwas höheren pH-Wert, bei gleichzeitig
verminderter Freisetzung phytotoxisch wirksamer Al 3+ -Ionen, entwickelt sich statt des Spergulo-
Corynephoretum typicum eine kryptogamenreiche von Helichrysum arenarium dominierte
Gesellschaft, die zu den Festuco-Sedetalia R.Tx. 1951 überleitet. Die Trifolium campestre et arvensedominierte
Festuco-Sedetalia-Gesellschaft ist auf weniger sauren, z.T. mechanisch gestörten
Standorten durch einen Grundstock an annuellen Sedo-Scleranthetea-Arten wie die beiden genannten
Trifolium-Arten, Myosotis stricta und Arenaria serpyllifolia gekennzeichnet, während die von Artemisia
campestris dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft auf ähnlichen Standorten zu den lückigen
xerothermen Ruderalgesellschaften überleitet.
Auf etwas nährstoffreicheren und bindigeren, aber grundwasserfernen Substraten kann Calamagrostis
epigejos durch vegetative Ausbreitung in die Sandtrockenrasen-Gesellschaften einwandern und eine
lückige von Calamagrostis epigejos dominierte Festuco-Sedetalia–Gesellschaft aufbauen.
Die zeitliche Entwicklung dieser Gesellschaften von 1994 bis 2001 wurde in einer
Hauptkomponentenanalyse dargestellt (Abb. 188). Die Gesellschaften des Spergulo-Corynephoretum
canescenti typicum (COR) und Spergulo-Corynephoretum canescenti cladonietosum (CORM) sowie
die kryptogamenreiche von Helichrysum arenarium dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft (HELI)
zeigen im Beobachtungszeitraum keine deutliche Lageveränderung. Die extremen Standortfaktoren
(COR) und zusätzlich die zum Teil sehr dichte Kryptogamenschicht (CORM, HELI) verhindern
weitestgehend die Einwanderung weiterer Arten, auch wenn diese in der unmittelbaren Umgebung der
Flächen infolge des Substratmosaikes vorkommen. Die von Trifolium arvense et campestre dominierte
Festuco-Sedetalia–Gesellschaft (TRIF) weist dagegen starke Schwankungen auf, die durch
Fluktuationen der Populationen der namengebenden Trifolium-Arten bzw. anderer einjähriger Arten
(z.B. Vulpia myuros) bestimmt werden. Vor Anlage der Dauerbeobachtungsflächen wurden diese
Bestände durch Befahrung mit Fahrzeugen gestört. Diese Störung wirkte sich offensichtlich sehr
nachhaltig auf die zönotischen Strukturen der Bestände aus und führte über längere Zeiträume zu
einer erhöhten Dynamik. Lediglich die beiden von Artemisia campestris bzw. Calamagrostis epigejos
dominierten Festuco-Sedetalia-Gesellschaften (ART, CAL) zeigen eine gerichtete Entwicklung, die vor
allem auf Deckungsveränderungen von Calamagrostis epigejos zurückzuführen ist. Der Rückgang des
Deckungsgrades von Calamagrostis epigejos auf den CAL-Flächen kann eventuell mit einer
Verschlechterung der Nährstoffverfügbarkeit durch Auswaschungsprozesse in Verbindung gebracht
werden, da Calamagrostis epigejos als nährstoffliebende Art beschrieben wird (REBELE & LEHMANN
2001). Die Flächen zeigen aktuell eine Tendenz in Richtung zu der von T. arvense et campestre
dominierten Festuco-Sedetalia-Gesellschaft.
Die von Artemisia campestris dominierten Flächen entwickelten sich in Richtung einer Calamagrostis
epigejos dominierten Festuco-Sedetalia-Gesellschaft. Die Entwicklung auf den ART-Flächen ist mit
der in JAKOB et al. (1996) beschriebenen und auch auf anderen Dauerflächen auf dem
Sandtrockenrasen bei Petersroda beobachteten "Suchstrategie" (SUTHERLAND & STILLMANN
1988) von Calamagrostis epigejos zu erklären. Diese Standorte zeichnen sich durch den höchsten
mittleren pH-Wert und stark erhöhte Phosphat-Werte aus, die auf eine Kalkung von Teilbereichen
nach der Schüttung und Planierung der Substrate zurückzuführen sind. Auch in diesem Bereich
konnten sich kaum Gehölze etablieren, obwohl Diasporenquellen (z.B. Betula pendula) in der
Umgebung vorkommen. Einsaaten verschiedener Gehölzarten (FBM 1999) führten ebenfalls nicht zu
einer Etablierung. Die von Artemisia campestris dominierten Festuco-Sedetalia-Bestände zeichnen
sich durch eine stärkere Einwanderung von Arten trockener bzw. mesophiler Säume und Grünlandsowie
Ruderalgesellschaften aus (z.B. Hypericum perforatum, Ononis repens, Poa compressa, Poa
pratensis, Rumex thyrsiflorus).
352

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
-0.7 +1.0
Corynephorus
canescens
Spergulo-
Corynephoretum
typicum
2001
1994
1994
Spergulo-
Corynephoretum
cladonietosum
2001
1994
1994
Calamagrostis
epigejos
dominierte F.-S. -
Gesellschaft
2001
Helichrysum
arenarium
dominierte F.-S. -
Gesellschaft
Achse II (21.5 %)
Calamagrostis
epigejos
2001
Filago
minima
-0.8 +1.0
2001
1994
Trifolium campestre
et arvense dominierte
F.-S. - Gesellschaft
Artemisia campestris
dominierte F.-S. -
Gesellschaft
1994
Helichrysum
arenarium
2001
Hieracium
pilosella
Artemisia
campestris
Achse I (36.2 %)
Trifolium
campestre
Trifolium
arvense
Abb. 188 Hauptkomponentenanalyse von Vegetationsaufnahmen der Vegetationseinheiten auf dem
Sandtrockenrasen bei Petersroda im Tagebaugebiet Goitsche vom Sommer 1994 bis 2001
(wurzeltransformierte Daten)
Für jedes Beobachtungsjahr wurde ein Mittelwert berechnet; die Aufnahmejahre sind mit Linien verbunden.
Relevante Arten wurden im Diagramm mit dargestellt. Die Gesamtvarianz aller vier Achsen beträgt 80,2 %
Die bei den kleinflächigen Untersuchungen festgestellten Entwicklungstendenzen konnten auch bei
großflächigen Untersuchungen bestätigt werden (Abb. 189). Bei einem über sechs Jahre
andauernden Monitoring auf einem 4,8 ha großen Untersuchungsraster wurden im Sommer 1995,
1998 und 2001 auf allen 10 m x 10 m großen Dauerflächen (n = 480) der Anteil der in Abb. 189
beschriebenen Vegetationseinheiten im Rahmen einer sigmasoziologischen Kartierung erfasst.
Leicht progressive Entwicklungstendenzen zeigten sich anhand der Flächenabnahme von Rohböden
(VEGFREI) zugunsten der von Kryptogamen (KRYP)- und Silbergras (CORM)-dominierten Flächen
(Abb. 189). Auch die Gehölzbestände (GEH) sowie die vom Platthalm-Rispengras (Poa compressa)
dominierten Bestände (PCOM) konnten ihren Flächenanteil leicht erhöhen.
Insgesamt gesehen zeigte sich aber, dass der Flächenanteil der meisten Vegetationseinheiten nur
geringfügigen, vermutlich witterungsbedingten Schwankungen unterlag (COR, HELI, TRIF, ART,
RTRO, AGR). Nur der Anteil der von Land-Reitgras dominierten Flächen (CAL) verringerte sich
deutlich.
353

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
%
40,0
35,0
30,0
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
VFREI COR CORM HELI TRIF ART CAL KRYPT AGR RTRO PCOM GEH
1995 12,7 2,7 33,4 14,6 6,3 8,9 16,4 0,2 1,8 2,0 0,5 0,5
1998 9,7 6,2 36,1 10,6 5,1 7,2 19,2 0,9 2,0 1,1 1,2 0,6
2001 8,0 4,1 36,0 13,5 5,4 8,1 13,5 2,2 2,9 2,8 2,2 1,5
VFREI
COR
CORM
HELI
TRIF
ART
CAL
KRYPT
AGR
RTRO
PCOM
GEH
- vegetationsfreie Rohböden
- Spergulo-Corynephoretum canescenti typicum
- Spergulo-Corynephoretum canescenti cladonietosum
- kryptogamenreiche Helichrysum arenarium-dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft
- Trifolium campestre et arvense-dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft
- Artemisia campestris-dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft
- Calamagrostis epigejos-dominierte Festuco-Sedetalia-Gesellschaft
- Kryptogamen-Dominanzbestände
- Rot-Straußgras (Agrostis capillaris) – Dominanzbestände
- ruderalisierte Trockenrasen
- Platthalm-Rispengras (Poa compressa) – Dominanzbestände
- Gehölzbestände
Abb. 189 Mittlerer prozentualer Flächenanteil von Vegetationseinheiten auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda
im Zeitraum 1995 bis 2001 mit Angabe der Standardabweichung
Um die Gehölzentwicklung zu dokumentieren, wurden während des sechsjährigen Monitoring auf dem
4,8 ha großen Untersuchungsraster auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda im Sommer 1995,
1998 und 2001 alle aufkommenden Gehölze auf den Rasterflächen (480 x 100 m²-Flächen)
vermessen und in Größenklassen erfasst. Zum Vergleich von Entwicklungstendenzen auf
unterschiedlichen Bo-densubstraten (Mischsubstrat Tertiär-Quartär, Quartär-Sand) wurden auf einer
noch relativ jungen Quartär-Sand-Böschung östlich der Schwedenschanze in den Jahren 1999 und
2000 ebenfalls Gehölzvermessungen auf insgesamt 39 x 100 m²-Flächen durchgeführt.
Wie die Abb. 190 zeigt, konnten sich auf den bereits ca. 30 Jahre alten Mischsubstraten des
Sandtrockenrasens bei Petersroda bisher nur vereinzelt Gehölze etablieren. Trotz des Alters der
Substrate und der nunmehr seit ca. 30 Jahren ablaufenden ungestörten Sukzession finden sich auf
den Flächen kaum Gehölze mit einer Größe, die 3 m überschreitet. Die Gehölzentwicklung schreitet
infolge der geringen Nährstoffverfügbarkeit, der teilweise extrem sauren Bodenbedingungen und sehr
trockenen Standortverhältnisse zwar stetig aber sehr langsam voran. Die Anzahl an Gehölzen pro
100 m² erhöhte sich von 1995 bis zum Jahr 2001 in allen Größenklassen. Nach dem Eintritt einiger
Kiefern (Pinus sylvestris) in die Phase der Samenbildung, ist das vermehrte Aufkommen junger
Kiefern in der kleinsten Größenklasse (> 0 - 0,1 m) zu beobachten. Die wenigen fruchtenden
Altbäume auf dem Sandtrockenrasen stellen somit eine ausreichende Samenquelle dar. Daneben ist
in den mittleren Größenklassen (0,1 - 3,0 m) ein verstärktes Aufkommen der sich klonal ausbreitenden
Zitterpappel (Populus tremula) zu verzeichnen, der Jungwuchs dürfte nahezu fast ausschließlich aus
Stockausschlägen hervorgehen. Hingegen etablierten sich Birken (Betula pendula), trotz fruchtender
Mutterbäume auf der Fläche kaum, was in der Empfindlichkeit der Art gegenüber Austrocknung in der
Keimungs- und Etablierungsphase (vgl. bspw. KINNAIRD 1968, PERALA 1990, ENDTMANN 2000,
HARTIG & LEMKE 2002) begründet sein dürfte. Dichte Moosteppiche, wie sie auf dem
Sandtrockenrasen großflächig vorkommen, neigen zur periodischen Austrocknung und bedingen
somit ein ungünstiges Keimbett (GIMINGHAM 1984). Wie den Abbildungen zu entnehmen ist, wird die
Verbuschung auf diesem Standort im Wesentlichen über ein Ginster-Stadium (Sarothamnus
scoparius) eingeleitet, während sich Vorwaldarten nur langsam stärker entwickeln. Die verzögerte
354

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Sukzession auf diesem Extremstandort wird besonders im Vergleich zu den Entwicklungen auf
Quartär-Sand-Substraten deutlich (Abb. 191). Auf der nur ca. 6 Jahre alten Böschung östlich der
Schwedenschanze konnten sich bereits etwa ebenso viele Gehölze ansiedeln wie innerhalb des 30-
jährigen Sukzessionsprozesses auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda. Insbesondere
Birkenjungwuchs etablierte sich auf der Quartär-Böschung wesentlich besser als unter den extremen
abiotischen Standortbedingungen infolge höherer Tertiäranteile auf dem Sand-trockenrasen. Die
höheren Anzahlen an Gehölzen in der kleinsten Größenklasse (> 0 - 0,1 m) auf der Quartär-Sand-
Böschung weisen auch deutlich auf die günstigeren Keimbedingungen auf diesen Substraten hin.
Insgesamt machen die Ergebnisse deutlich, dass auf Quartär-Substraten eine wesentlich schnellere
Verbuschung und Entwicklung von Vorwäldern stattfindet, als auf Mischsubstraten mit teilweise
erheblichen Anteilen tertiärer Materialien.
Abb. 190 Sandtrockenrasen bei Petersroda: Anzahl an Gehölzen pro 100 m² in den Jahren 1999 und 2000,
Spontansukzession getrennt nach Größenklassen (< 0 - 0,1 m, < 0,1 - 0,5 m, < 0,5 - 3,0 m, < 3m) mit Angabe des
95 %- Konfidenzintervalls für die Gesamtindividuenzahl
Abb. 191 Silbergraspionierflur östlich Schwedenschanze: Anzahl an Gehölzen pro 100 m² in den Jahren 1999 und
2000,
Spontansukzession getrennt nach Größenklassen (< 0 - 0,1 m, < 0,1 - 0,5 m, < 0,5 - 3,0 m, < 3 m) mit Angabe des
95 %- Konfidenzintervalls für die Gesamtindividuenzahl
355

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Um die initiale Entwicklung von Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen zu untersuchen,
wurden im Juli 1994 drei vegetationsfreie Böschungen ausgewählt (Tab. 162): eine
Quartärsubstratböschung (I) und eine Tertiär-/Quartär-Mischsubstratböschung (II), die beide im Mai
1994 neu gestaltet wurden sowie eine Tertiärsubstratböschung (III), die 1983 gestaltet wurde und
1994 auf Grund extremer Standortverhältnisse (trocken, extrem sauer) noch keine
Vegetationsentwicklung aufwies. Die Bedingungen der Böschungen II und III entsprechen denen der
Silbergras-Pionierfluren auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda (COR, CORM). Standorte mit
reinen Quartär-Sanden sind vor allem auf den jungen Böschungssystemen am Tagebaurand zu
finden. Es wurden jeweils vier 1 m² große Dauerbeobachtungsflächen eingerichtet. Auf den
Dauerflächen wurden von 1994 bis 2001 einmal jährlich im Sommer prozentgenaue
Vegetationsaufnahmen durchgeführt. Zur Darstellung des Sukzessionsverlaufes wurden diese
Vegetationsaufnahmen zusammen mit Aufnahmen zweier Vegetationseinheiten des
Sandtrockenrasens bei Petersroda (Tagebau Goitsche) einer Hauptkomponentenanalyse unterzogen.
Es wurden für jede Variante und jedes Jahr Mittelwerte berechnet und im Diagramm mit Linien
verbunden.
Tab. 162 Initiale Entwicklungsprozesse der Silbergras-Pionierfluren auf den Böschungen Holzweißig-West (n = 4)
Böschung I Böschung II Böschung III
geol. Herkunft Quartär Mischsubstrat Tertiär
pH [KCl] 0 – 10 cm 4,4 3,3 2,5
Al3+ [mg/100 g] 0 – 10 cm 8,3 60,4 86,6
Nt [%] 0 – 10 cm 0,05 0,19 0,17
P [mg/100 g] 0 – 10 cm 0,20 0,19 0,16
1994 1998 2001 1994 1998 2001 1994 1998 2001
mittl. Deckung [%]
Krautschicht 0 12,7 39,0 0 3,5 5,0 0 0 0,2
Kryptogamen 0 22,2 50,0 0 0,1 3,8 0 0,3 0,8
ausgewählte Arten
Corynephorus canescens - 11,8 14,3 - 3,4 4,0 - - 0,2
Hieracium pilosella - 0,03 0,1 - - - - - -
Helichrysum arenarium - - - - - - - - -
Filago minima - - - - - - - - -
Jasione montana - - 0,1 - - - - - -
Trifolium arvense - - 1,3 - - - - - -
Vulpia myuros - 0,01 - - - 0,1 - - -
Artemisia campestris - - - - - - - - -
Calamagrostis epigejos - - - - - 0,1 - - -
Sarothamnus scoparius - 0,03 17,5 - - - - - -
mittl. Artenzahl Krautschicht 0 9,5 8,5 0 2,5 3,8 0 0 0,5
Die Ordinationsgrafik der Vegetationsaufnahmen von 1994 bis 2001 zeigt auf den Dauerflächen eine
deutliche, gerichtete Vegetationsentwicklung, wobei die Entwicklungsgeschwindigkeit stark von den
Standortverhältnissen abhängig ist (Abb. 192). Auf Böschung I fand auf Grund des
besiedlungsfreundlicheren Quartärsubstrates die schnellste Entwicklung in Richtung Spergulo-
Corynephoretum cladonietosum statt. Die günstigen Standortverhältnisse führen aber auch dazu,
dass sich schon frühzeitig auf den Dauerflächen Sarothamnus scoparius ansiedeln kann, der auf ca.
50 m entfernten Flächen in größeren Beständen auftritt. Dies spiegelt sich in der Grafik durch eine
Lageveränderung in Richtung der zweiten Achse wider, die von den Vegetationseinheiten des
Sandtrockenrasens bei Petersroda wegführt. Auf der durch niedrigere pH- und höhere Aluminium-
Werte gekennzeichneten Böschung II verlief die Vegetationsentwicklung langsamer, führte aber
prinzipiell ebenfalls in Richtung Spergulo-Corynephoretum cladonietosum. Erst seit Sommer 2000
konnten sich auf den Dauerflächen verstärkt Corynephorus canescens und Ceratodon purpureus
etablieren bzw. ausbreiten. Böschung III zeigte auf Grund der extrem niedrigen pH-Werte in
Verbindung mit Aluminiumkonzentrationen im phytotoxischen Bereich bisher nur eine sehr spärliche
Besiedlung mit C. purpureus.
356

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
-1.0 +1.0
Corynephorus
canescens
Moose
/Flechten
Hieracium
pilosella
Helichrysum
arenarium
Spergulo-
Corynephoretum
cladonietosum
Helichrysum
arenarium
dominierte F.-S. -
Gesellschaft
Artemisia
campestris
Filago
minima
Calamagrostis
epigejos
Sarothamnus
scoparius
Trifolium
arvense
1994
Bö. I
2001
2001 Bö. II
2001
2001
Trifolium
campestre
1994
Achse II (10.7 %)
Vulpia
myuros
Bö. I
1995
Bö. III
2001
Bö. III
1998
Bö. II
1995
Achse I (78.5 %)
-1.0 +1.0
Abb. 192 Hauptkomponentenanalyse von Vegetationsaufnahmen der Dauerflächen auf drei verschiedenen
Rohbodenstandorten (Quartär-, Misch-, Tertiärsubstrat) im Tagebaugebiet Goitsche vom Sommer 1994 bis
2001 (wurzeltransformierte Daten)
Für jedes Beobachtungsjahr wurde ein Mittelwert berechnet; die Aufnahmejahre sind mit Linien verbunden. Als
Referenzflächen dienen zwei Vegetationseinheiten des Sandtrockenrasens bei Petersroda (Tagebau Goitsche).
Relevante Arten wurden im Diagramm mit dargestellt. Die Gesamtvarianz aller vier Achsen beträgt 97,1 %
Auf den untersuchten sehr sauren und trockenen, bereits 30 Jahre alten Sand-Standorten im
Nordraum sind vorrangig spezialisierte Arten der Silbergras-Pionierfluren (Corynephorion) und
Sandtrockenrasen (Festuco-Sedetalia) am Sukzessionsprozess beteiligt. Obwohl Diasporenquellen
einer großen Anzahl von weiteren Arten in der näheren und weiteren Umgebung der Flächen
vorhanden sind (u.a. Pionierwälder mit Betula pendula, Pinus sylvestris und Populus tremula,
Artemisietea, Arrhenatherion), können sich kaum neue Arten auf den Flächen etablieren. Auch
Einsaaten von Arten, die in der weiteren Sukzessionsfolge erwartet werden könnten, führten zum
derzeitigen Zeitpunkt nicht zu einer Etablierung (TISCHEW 1996, TISCHEW & MAHN 1998). Eine
vergleichbare, vorrangig durch die Standortfaktoren geprägte Sukzessionsserie beschreiben FORT &
RICHARDS (1998) für die Sanddünen an den Rändern ausgetrockneter, flacher Seen in Kalifornien.
Obwohl in Fallen ausreichend Diasporen gefunden wurden, setzte eine Besiedlung auf Grund des
Fehlens von Schutzstellen auf den stark salzhaltigen und durch Überwehung gekennzeichneten
Standorten nur verzögert ein. Auch die Primärsukzession auf Vulkanstandorten ist in der initialen
Besiedlungsphase auf eine begrenzte Zahl von Streßstrategen begrenzt. Viele der an
Windausbreitung adaptierten Pionierarten, die in der Umgebung auf älteren Ausbruchflächen
vorkamen, konnten sich erst später etablieren (WOOD & DEL MORAL 2000).
Unter den extremen Standortbedingungen riefen Störungen, wie sie auf einem Flächentyp vor Anlage
der Dauerbeobachtungsflächen stattfanden, keine gerichtete Entwicklung (beispielsweise im Sinne
einer Förderung von Gehölzetablierungen) hervor. Das System reagierte lediglich durch stärkere
Fluktuationen in der Dominanz der Arten. Für Silbergras-Pionierfluren und Sandtrockenrasen der
gewachsenen Binnenstandorte wird unter ungestörten Bedingungen eine mehr oder weniger
regelhafte Sukzessionsfolge von Silbergras-Pionierfluren über Sandtrockenrasen zu Gehölzstadien
(u.a. SYMONIDES 1985) oder der Abbau zu ruderalisierten Ausprägungen auf gestörten Standorten
(BERGER-LANDEFELDT & SUKOPP 1965) beschrieben. Für die in dieser Arbeit untersuchten
Bestände auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda kann zum derzeitigen Zeitpunkt von einer
357

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
ausgeprägten Stagnationsphase ausgegangen werden, die im Gegensatz zu den bei TÜXEN (1975)
beschriebenen Dauer-Pioniergesellschaften nicht auf eine kontinuierliche Substratumlagerung
zurückzuführen ist, sondern vielmehr durch die Säurenachlieferung der Tertiär-Substrate in
Verbindung mit der sommerlichen Austrocknung der sandigen Substrate zu erklären ist. Selbst die
gerichtete Entwicklung auf dem aufgekalkten Standort führt lediglich zu einer verstärkten
Calamagrostis epigejos - Einwanderung und nicht zu einer Verbuschung.
Für die mittelfristige Entwicklung des Sandrockenrasen-Komplexes kann bei +/- gleichbleibenden
abiotischen Umweltfaktoren von der Erhaltung der wesentlichen Vegetationseinheiten und Arten
ausgegangen werden. Auf Grund der schlechten Kapillarwirkung der anstehenden sandigen Substrate
kann auch bei dem bevorstehenden Grundwasseranstieg für großflächige Bereiche ein
Bestehenbleiben der naturschutzfachlich wertvollen Vegetationsstrukturen prognostiziert werden,
wenn der hier erwartete Grundwasserstand tatsächlich < 2 m unter Flur liegen wird (vgl. auch 5.1.1.2)
In Teilbereichen mit höher anstehendem Grundwasser werden sich dagegen tiefwurzelnde Arten wie
Calamagrostis epigejos und Gehölze wie Betula pendula sowie Pinus sylvestris etablieren können.
Besonders benachbarte Rot-Eichen - Forste (Quercus rubra) stellen mittelfristig ein Problem dar. Mit
dem Eintritt in die Fruchtreife muss mit einer massiven Einwanderung in die Trockenrasenbestände
gerechnet werden. Langfristig können sich die noch nicht konkret quantifizierbaren Veränderungen
des Mesoklimas (durch die enorme Zunahme der Wasserflächen im Bitterfelder Raum) auf die
Entwicklung der Silbergrasfluren und Sandtrockenrasen auswirken. Außerdem muss auf Grund einer
Geländebegehung im Herbst 2003 von einer weitaus stärkeren Vernässung von Teilbereichen des
Untersuchungsgebietes ausgegangen werden, die den Progosen der hydrologischen Modelle der
LMBVmbH nicht entspricht.
Die initialen Besiedlungsprozesse auf trockenen, sandigen Standorten unterschiedlicher geologischer
Herkünfte zeigten eine deutlich differenzierte Entwicklungsgeschwindigkeit. Im Gegensatz zu den
Mischsubstraten, die sich zwar sehr langsam, aber gerichtet den Silbergras-Pionierfluren auf dem
Sandtrockenrasen bei Petersroda annähern, ist für die Bestände auf den quartären Sanden ein
eigenständiger Entwicklungsweg zu verzeichnen. Sie werden der von SYMONIDES (1985)
beschriebenen Sukzession über Verbuschungsstadien zu Vorwäldern folgen und tragen zu einer
vielfältigeren Landschaftsstruktur bei. Auch aus dem Lausitzer Braunkohlenrevier wird für diesen
Standortkomplex eine schnelle Entwicklung zu Vorwaldstadien beschrieben (PIETSCH & SCHÖTZ
1999).
5.1.3 Zielart Epipactis palustris (Orchideen)
(Michael Seppelt)
Verbreitung und standortökologische Einnischung des Sumpf-Sitters (Epipactis palustris) in
der Tagebaufolgelandschaft
In den letzten Jahrzehnten ist eine deutliche Abnahme vieler Orchideenarten in Deutschland, wie auch
im gesamten mitteleuropäischen Raum zu verzeichnen (SMRECIN & CURRAH 1989, HAMEL 1981,
KÖCK 1991). Wie die Auswertungen der Verbreitungsangaben der floristischen Kartierung Sachsen-
Anhalts zeigen, zeichnet sich auch für den Sumpf-Sitter (Epipactis palustris) in den
Untersuchungsgebieten in Sachsen-Anhalt ein drastischer Rückgang ab: Vor 1949 konnten in
Sachsen-Anhalt in 72 Messtischblattquadranten Populationen von Epipactis palustris nachgewiesen
werden. Aktuell sind es lediglich noch 27 Messtischblattquadranten. Während für die Angaben vor
1949 davon ausgegangen werden kann, dass sich alle Vorkommen auf überwiegend naturnahen
Standorten befanden, sind es bei den aktuellen Vorkommen lediglich 8. Bei den weiteren 19 Epipactis
palustris - Standorten handelt es sich um Sekundärstandorte, welche infolge von Abbautätigkeiten
(z.B. Bergbau) entstanden sind (Abb. 193und Abb. 194). Im Norden Sachsen-Anhalts sind die
Epipactis palustris - Bestände, bis auf einige wenige Vorkommen erloschen. Im westlichen Teil des
Landes sind sie stark zurückgegangen, wobei die aktuell noch existierenden Populationen infolge der
Verinselung zunehmend in ihrem Bestand gefährdet sind. Im Süden und Osten Sachsen-Anhalts –
den ursprünglichen Verbreitungsschwerpunkten von Epipactis palustris auf natürlichen Standorten –
kommt die Art heute ausschließlich auf Folgeflächen des Braunkohlenbergbaus vor.
358

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Abb. 193 Vorkommen von Epipactis palustris in Sachsen-
Anhalt bis 1949
Abb. 194 Aktuelle Verbreitung von Epipactis palustris in
Sachsen-Anhalt (diagonale Schraffur:
natürliche Standorte; senkrechte Schraffur:
Sekundärstandorte)
Nach dem Verlust der Epipactis epipactis - Populationen gewachsener Standorte stellen somit die
südlichen Tagebauregionen die aktuellen Verbreitungsschwerpunkte dieser Orchideen-Art dar. Der
hohe Verlust an natürlichen Lebensräumen (fast 90 % aller natürlichen Vorkommen bezogen auf die
Rasterflächen sind bereits erloschen) und die relativ weite Verbreitung der Art in der
Tagebaufolgelandschaft zeigen, welche essentielle Bedeutung diese Vorkommen für die Erhaltung
der Art in Sachsen-Anhalt erlangt haben.
Da sich auf den Bergbaufolgeflächen des Nordraumes auf Grund vorwiegend trockener
Standortverhältnisse, relativ basenarmer Substrate und eines teilweise noch sehr geringen
Flächenalters bislang nur sehr wenige Epipactis-Populationen entwickelt haben, beschränken sich die
Untersuchungen von Epipactis palustris auf den Südraum.
Untersuchungsflächen befinden sich in den Tagebaurestlöchern Witznitz, Domsen, Pirkau, Mücheln-
Innenkippe, Roßbach und Kayna-Süd. Wobei die Untersuchungen auf Grund des hohen
Arbeitsaufwandes für populationsökologische Erhebungen sowie unterschiedlicher Fragestellungen
nicht in allen Tagenbaurestlöchern mit der gleichen Intensität durchgeführt wurden.
Die Standorte von Epipactis palustris in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft des Südraumes sind
vorrangig durch relative Nährstoffarmut, ein ganzjährig feuchtes bis nasses oder auch
wechselfeuchtes Wasserregime und eine fehlende bis lückige Baum- und Strauchschicht
charakterisiert. Betrachtet man in Abb. 195 die mittleren Deckungsgrade aller untersuchten Epipactis-
Flächen, zeigt sich, dass neben den sehr geringen Deckungswerten der Baum- und Strauchschicht
auch die Krautschichte mit durchschnittlich 35 % einen relativ geringen Deckungsgrad aufweist.
359

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Deckungsgrad in %
50
40
30
20
10
0
35
3
6
Baumschicht Strauchschicht Krautschicht
Abb. 195 Mittlere Deckung der
Baum-, Strauch- und
Krautschicht- auf von
Epipactis palustris
besiedelten Flächen mit
Angabe der -
Konfidenzintervalle
(α = 0.05 %)
Dass Epipactis palustris, bedingt durch ihre geringe Konkurrenzkraft bei Beschattung und in dichten
Vegetationsbeständen zurückgedrängt wird (HYDE 1996), also folglich Offenlandbiotope bevorzugt,
zeigt Abb. 196. Hierbei handelt es sich insbesondere um Niedermoorinitiale und Sümpfe (NS), feuchte
Gras-Kraut-Fluren (KKPF) sowie Röhrichte und Seggenrieder (R), welche durch eine gute bis sehr
gute Wasserversorgung gekennzeichnet sind.
50
40
39
[n=70]
30
24
Flächen in %
20
10
0
13
9
7
3
6
NS KKPF RRL RRW RCS KKCF sonst.
Biotope
Abb. 196 Prozentuale Verteilung der durch Epipactis palustris besiedelten Biotoptypen, Akürzungen nach
Biotoptypenschlüssel (HEYDE et al. 1998)
Die Bodenverhältnisse sind zum Teil sehr heterogen. Hinsichtlich der Bodenreaktion besiedelt der
Sumpfsitter ein breites Spektrum von stark sauren bis schwach alkalischen Substraten. Wie aus Abb.
197 ersichtlich wird, befindet sich der Verbreitungsschwerpunkt dieser Art auf Standorten im schwach
sauren bis leicht basischen Bereich.
pH-Wert
7,8
7,2
6,6
6,0
5,4
4,8
4,2
3,6
3,0
0 1 2 3 4 5 6
Anzahl der Flächen
Abb. 197 pH-Werte der Flächen mit aktuellen Epipactis palustris-Vorkommen
360

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Epipactis palustris besiedelt in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft vor allem Flächen mittleren
Alters (Abb. 198). Über 75 % der Vorkommen sind auf Flächen mit einem Alter von 16 - 45 Jahren
konzentriert. Junge Flächen (1 - 15 Jahre) werden auf Grund extremer Standortbedingungen (z.B.
starkes Austrocknen, Erosion, hohe Strahlungsintensität, ungenügend fortgeschrittene Bodengenese)
noch nicht bzw. mit einem sehr geringen Anteil besiedelt. Infolge der voranschreitenden Sukzession
verändern sich die Standorteigenschaften hinsichtlich der Vegetationsschichtung und -deckung,
Artenzusammensetzung sowie Bodenverhältnisse und ermöglichen das verstärkte Aufkommen von
Epipactis palustris. Auf älteren Flächen (> 45 Jahre) ist ein Rückgang der Epipactis-Vorkommen zu
verzeichnen. Als wichtigster Einflussfaktor ist hierbei die zurückgehende Lichtintensität durch
zunehmende Verbuschung und die Entwicklung von Pionierwäldern zu nennen. Infolgedessen
verringern sich Triebzahlen und Fertilität von Epipactis palustris auf solchen Standorten.
60
50
56
[n=70]
40
Prozent
30
20
20
19
10
0
1
0-15 16-30 31-45 46-60 >60
4
Abb. 198 Prozentuale Verteilung der Epipactis palustris Vorkommen entlang des Altersgradienten der Flächen
Untersuchungen zur Populationsentwicklung von Epipactis palustris auf ausgewählten
Standorten und Entwicklungsprognosen
Epipactis palustris erreicht im Südraum der mitteldeutschen Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
überregional bedeutsame Populationsgrößen und –dichten. Die geschätzten Individuenzahlen für die
untersuchten Epipactis palustris - Bestände sind in Tab. 163 aufgeführt.
Tab. 163 Epipactis palustris-Standorte und geschätzte Anzahl der Triebe der Gesamt- bzw. Metapopulation im
Südraum (Stand August 2002)
Tagebau
Anzahl der Standorte
Geschätzte Individuenzahl der Gesamtbzw.
Metapopulation
Tagebauregion Geiseltal
Tagebau Kayna-Süd 10 5000 bis 7000 Triebe
Tagebau Roßbach 2 5000 bis 6000 Triebe
Tagebau Mücheln-Innenkippe
Vereinzelte Vorkommen
Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen
Tagebau Pirkau 1 > 1 Million Triebe
Tagebau Domsen 4 10.000 bis 12.000 Triebe
Tagebauregion Borna
Tagebau Witznitz 2 30 bis 50 Triebe
Die Populationsgröße und -dichte wird durch das Zusammenwirken vielfältiger Faktoren, wie
Bodenart, Nährstoffgehalt, pH-Wert, Feuchtigkeit und insbesondere Lichtintensität und somit dem
Konkurrenzdruck durch aufkommende Gehölze und krautige Arten beeinflusst. Im Folgenden wird die
Populationsentwicklung von Epipactis palustris auf drei ausgewählten Standorten, welche sich
insbesondere durch die erreichte Sukzessionsstufe unterscheiden, dargestellt und es werden
Entwicklungsprognosen abgeleitet.
361

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
1. Offenlandphase – Populationsentwicklung am Beispiel Restschlauch Pirkau
Im Restschlauch Pirkau (Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen) befindet sich mit über einer
Million geschätzter Triebe einer der individuenreichsten Standorte in der Bergbaufolgelandschaft.
Damit besitzt dieses Vorkommen auch überregionale Bedeutung. Auf Grund des permanent hoch
anstehenden Grundwassers, der hohen Lichtintensität (nur punktuelles Aufkommen von Gehölzen)
und der neutralen Bodenreaktion findet Epipactis palustris dort zur Zeit optimale
Standortbedingungen. Dies zeichnet sich auch in der Bestandsentwicklung ab (vgl. Abb. 199). Seit
Beginn der Untersuchungen stieg die Zahl der Triebe von ca. 35 auf durchschnittlich 70/2 m² an. Für
diese großflächige und sehr individuenreiche Population wird auf Grund der fehlenden Gehölze und
der relativ langsam voranschreitenden Gehölzsukzession auch für die nächsten Jahre eine stabile,
positive Bestandsentwicklung prognostiziert.
2. Verbuschungsstadium - Populationsentwicklung am Beispiel Tagebau Roßbach
Die Flächen für die populationsbiologischen Untersuchungen an Epipactis palustris im Tagebau
Roßbach liegen an einem Böschungsfuß in einer langgestreckten Senke des südlichen Teiles des
Restloches. Die Senke ist temporär mit Wasser gefüllt und bietet vor allem feuchtezeigenden Arten
(z.B. Phragmites australis, Eleocharis palustris) ideale Wachstumsbedingungen. Der Standort ist
durch die voranschreitende Sukzession geprägt. In den letzten Jahren ist insbesondere ein verstärkter
Aufwuchs von Pioniergehölzen wie Betula pendula, Populus tremula und Salix caprea in der
Strauchschicht zu verzeichnen. Trotz des Anstieges der Gehölzschicht-Deckung auf ca. 10 %
innerhalb der letzten 2 Jahre konnten noch kein negativer Trend bei der Entwicklung der
Triebanzahlen auf den untersuchten Flächen (durchschnittlich 70/2 m²) festgestellt werden. Die
Teilpopulation blieb während des Untersuchungszeitraumes relativ stabil; sie nahm im Jahr 2002
leicht zu (Abb. 199). Dass die Gehölze derzeit noch keine negative Populationsentwicklung
verursachen, liegt teilweise an ihrem mit 10 % noch relativ geringen Deckungsgrad. Weiterhin ist zu
berücksichtigen, dass die Ausprägung der Krautschicht und die Wasserversorgung bei Epipactis
palustris einen großen Einfluss auf die Bestandsentwicklung nimmt. Somit förderte der Rückgang der
Krautschicht seit 1998 und die gute Wasserversorgung die Entwicklung der Art. Langfristig ist infolge
der fortschreitenden Gehölzentwicklung mit einer Stagnation und dem Rückgang der Population zu
rechnen.
3. Pionierwaldphase - Populationsentwicklung im Tagebau Domsen
Die Flächen im Tagebau Domsen sind bereits ca. 30 Jahre alt. Während dieser Zeit fand eine
weitestgehend ungestörte Gehölzsukzession statt. Die enstandenen Vorwälder sind durch das
verstärkte Auftreten von Pioniergehölzen wie Betula pendula, Popuplus tremula und Salix caprea in
der Baum- und Strauchschicht charakterisiert. Die durchschnittliche Deckung der Baumschicht beträgt
aktuell ca. 35 % und liegt somit weit über den Werten der beiden bereits beschriebenen
Entwicklungsphasen. Mit durchschnittlich 23 Trieben pro 2 m² ist der Standort weniger dicht besiedelt
als die Untersuchungsflächen in Pirkau oder Roßbach. Ausschlaggebend scheint hier die geringere
Lichteinstrahlung infolge des Gehölzbestandes zu sein. Wie aus Abb. 199 ersichtlich, ist die
Populationsentwicklung im Tagebau Domsen in den letzten beiden Untersuchungsjahren bei
Zunahme der Gehölze tendenziell leicht rückläufig. Bei einem weiteren Anstieg der Gehölzdeckung ist
in den nächsten Jahren mit einer rückläufigen Entwicklung der Epipactis palustris - Population zu
rechnen.
Infolge der Zunahme der Gehölzbestände und einer hiermit gekoppelten Abnahme des
Lichtangebotes kommt es in dichteren Beständen häufig zu einem Vergeilungseffekt, d.h. die Triebe
werden höher und instabiler. Durch das enorme Blatt- und Sprosswachstum wird die Blütenbildung
stark reduziert. Die Populationen in Gehölzbeständen legten eine durchschnittlich geringere
Blütenanzahl an, als Epipactis-Vorkommen im Offenland (Abb. 200). Eine Ausnahme bildet das Jahr
1998. Auf Grund der klimatisch idealen Bedingungen für Epipactis palustris in diesem Jahr
(insbesondere Feuchtigkeit und milder Winter) waren Bestandsentwicklung und Blütenanzahl hier
außergewöhnlich hoch.
362

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Abb. 199 Entwicklung von Epipactis palustris–Teilpopulationen im Untersuchungszeitraum 1996 bis 2002,
a: in einer feuchten, durch geringe Baum- und Strauchschicht charakterisierten Senke im Restschlauch Pirkau, b: in
einer feuchten Senke mit aufkommenden Gehölzen, im Tagebaurestloch Roßbach, c: in einem Vorwald im
Tagebaurestloch Domsen (n = 3, 2 m²; Standardabweichungen wurden für die Gesamt-Triebzahlen angegeben)
Auch Untersuchungen von HEYDE (1996) in einem dichten Pionierwald (Deckung 50 - 60 %)
ergaben, dass der Sumpf-Sitter auf diesen Standorten fast ausschließlich steril auftrat. Auf Grund der
möglichen vegetativen Ausbreitung durch das unterirdische Rhizomgeflecht ist Epipactis palustris
nach einer erfolgreichen Etablierung zwar prinzipiell dazu in der Lage, auch in lückigen
Pionierwaldstadien einige Zeit zu überdauern, mittelfristig muss jedoch bei anhaltender
Gehölzentwicklung und ohne Standortmanagement (Entnahme von Gehölzen) mit dem Verlust von
Teilpopulationen gerechnet werden.
Blütenanzahl (n=3, 2m²)
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Domsen_96
Domsen_97
Domsen_98
Domsen_01
Domsen_02
Roßbach_96
Roßbach_97
Roßbach_98
Roßbach_01
Deckung in Prozent
Roßbach_02
Pirkau_96
Pirkau_97
Pirkau_98
Pirkau_01
Pirkau_02
Blütenanzahl
Deckung Gehölze
Abb. 200 Blütenanzahl von Epipactis palustris in Abhängigkeit von der Gehölzdeckung am Standort, mit Angabe der
Standardabweichung
363

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Allgemeine Schlussfolgerungen zur Bedeutung und zum Erhalt von Epipactis palustris-
Populationen in der Tagebaufolgelandschaft
Die Tagebaufolgelandschaften besitzen für den Erhalt von Epipactis palustris-Populationen im
mitteldeutschen Raum eine große Bedeutung, da sie Ersatzlebensräume für Biotope der Natur- und
Kulturlandschaft darstellen, die durch eine intensive Landnutzung verändert werden oder zunehmend
verschwinden (TISCHEW & KIRMER 2003). Durch Substratheterogenität und stark wechselnde
Wasserverhältnisse konnte sich in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft großflächig ein
Biotopmosaik entwickeln, welches Epipactis palustris gute standortökologische Voraussetzungen für
Keimung und Etablierung bietet.
Durch Nähr- und Schadstoffakkumulation aus Emissionen der Umgebung sowie durch die
fortschreitende Sukzession erfolgt langfristig eine Angleichung an die Standortbedingungen außerhalb
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft. Zudem wurden und werden im Zuge der Sanierung die
Restlöcher einer raschen Flutung unterzogen, feucht-nasse Senken verfüllt, die Böschungen und
Abbruchkanten abgeschoben und Flächen mit natürlicher Vegetation durch Begrünung verändert.
Demzufolge werden durch die Sanierungsarbeiten eine Reihe von bestehenden und potenziellen
Standorten zerstört. Ohne vorrausschauende Sanierungs- und Rekultivierungsplanungen des derzeit
aktiven Braunkohlenbergbaus werden viele Populationen von Epipactis palustris wieder verdrängt
werden. Obwohl langfristig gesehen nicht alle aktuell großflächig verbreiteten und individuenreichen
Populationen gesichert werden können, muss auf den Erhalt überlebensfähiger Populationen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft größter Wert gelegt werden, da die Art hier in ihrem
ursprünglichen Verbreitungsschwerpunkt in Sachsen-Anhalt heute ausschließlich auf Folgeflächen
des Braunkohlenbergbaus vorkommt.
Um die Erhaltung von Epipactis palustris in der Tagebaufolgelandschaft mittelfristig zu sichern, sind im
Sinne eines dynamischen Naturschutzes (Prozessschutz) unbedingt Maßnahmen zum Erhalt von
potenziell geeigneten, jungen Sukzessionsflächen notwendig. Durch die Ausweisung und den Schutz
von Sukzessionsflächen können auf jungen Kippenflächen (z.B. Mücheln-Innenkippe, Tagebau
Roßbach) wieder neue Lebensräume für den Sumpf-Sitter entstehen, die in den kommenden Jahren
die Verluste kompensieren können.
Besonders in Bereichen dauerhaft nasser, basenreicher Standorte und bei stickstoffarmen
Bodenverhältnissen können dem Sumpf-Sitter durch die Entwicklung von Niedermoorgesellschaften
(Kleinseggengesellschaften) dauerhaft günstige Bedingungen geboten werden. Um eine erfolgreiche
spontane Ansiedlung der Art auf neuen Standorten über Windausbreitung zu unterstützen, sollten auf
potenziellen Standorten Nährstoffeinträge, Düngungsmaßnahmen und Einsaaten vermieden werden.
Für den Wiederbesiedlungsprozess, auch natürlicher Standorte, sind vitale Populationen mit einer
hohen Samenproduktion essenziell. Die extrem leichten Diasporen (< 0,05 mg) besitzen optimale
Anpassungen an die Anemochorie (BONN & POSCHLOD 1998). Wegen ihrer geringen Größe
enthalten die Samen fast keine Reservestoffe und nur einen reduzierten, wenigzelligen Embryo
(SMRECIV & CURRAH 1989). Die Diasporen müssen nach der Ausbreitung schnell keimen, doch
ohne eine Versorgung des Keimlings mit organischen Stoffen durch den Pilzsymbionten ist kein
weiteres Wachstum möglich (RABOTNOV 1992). Die erfolgreiche Etablierung von Epipactis palustris
ist demzufolge auch wesentlich von dem Vorhandensein der Mykorrhizapilze abhängig, die in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft offensichtlich in ausreichendem Maß vorhanden sind. Nach
erfolgreicher Etablierung kann sich der Sumpfsitter über vegetative Fortpflanzung (mittels Klonbildung)
rasch ausbreiten. Der Vorteil der effektiven Windausbreitung lässt, ausgehend von den
Tagebaupopulationen, auf eine weitere mögliche und erfolgreiche Etablierung der Art auf renaturierten
Standorten im Umland (z.B. Feuchtwiesen- und Niedermoorrenaturierung) hoffen.
Sind einzelne Populationen als Diasporenquellen für weitere Besiedlungsprozesse oder für den Erhalt
der Art in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft von essenzieller Bedeutung, können Flächen, die
einer fortschreitenden Sukzession unterliegen (Pionierwälder), durch geeignete Maßnahmen offen
gehalten werden. Die aufkommenden Gehölze müssen dann entnommen werden.
364

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
5.1.4 Natternzungengewächse
(Andreas Lebender & Sabine Tischew)
Allgemeine Verbreitung in der Tagebaufolgelandschaft
In den letzten Jahrzehnten konnten im mitteleuropäischen Raum viele Fundorte der Ophioglossaceen
nicht mehr nachgewiesen werden. Dieser Trend kann auch für den Untersuchungsraum im Südosten
Sachsen-Anhalts bestätigt werden (Auswertung der Fundortangaben der floristischen Kartierung
Sachsen-Anhalt). Waren im Kartierzeitraum zwischen 1950 bis 1992 in Sachsen-Anhalt noch über 50
Messtischblattquadranten von den Vertretern der Ophioglossaceen (Ophioglossum vulgatum,
Botrychium matricariifolium oder Botrychium lunaria) besiedelt, sind es heute nur noch 28
Messtischblattquadranten (siehe Abb. 201 bis Abb. 203). Diesem Trend steht die Anzahl an
Neuetablierungen auf Sekundärstandorten mit gegenläufiger Entwicklungstendenz entgegen. Von den
aktuell besiedelten Messtischblattquadranten entfallen 13 Flächen auf Sekundärstandorte in
Abgrabungsgebieten. Neben Neubesiedlungen auf Halden der Kali-Industrie sind viele Etablierungen
in der Folgelandschaft des Braunkohlenbergbaus zu verzeichnen. Die Populationsgrößen der
untersuchten Bestände von Ophioglossum vulgatum, Botrychium matricariifolium und Botrychium
lunaria sind aus Tab. 164 ersichtlich.
Tab. 164 Untersuchte Standorte und Populationsgrößen (Individuen) der Ophioglossaceen in der
Tagebaufolgelandschaft (Stand 2001)
Tagebau Botrychium lunaria Botrychium matricariifolium Ophioglossum vulgatum
Tagebauregion Bitterfeld
Halde 10/35 bis 10 (verstreut) 628 (2 Standorte) > 2.000 (5 Standorte)
Tagebau Muldenstein ca. 10 (1 Standort)
Tagebauregion Gräfenhainichen
Tagebau Golpa III
ca. 10 (1 Standort)
Tagebauregion Halle-Ost
Tagebau Lochau ca. 10 ca. 1.000 (mehrere Standorte
Tagebauregion Südraum Leipzig
Tagebau Witznitz
ca. 600 (4 Standorte)
Tagebauregion Geiseltal
Halde Blösien ca. 50 (1 Standort) > 50 (1 Standort)
Mücheln-Innenkippe ca. 100 (1 Standort) ca. 200 (1 Standort)
Tagebau Kayna-Süd ca. 70
Tagebau Roßbach > 1.000 (verstreut) > 100 (1 Standort)
Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen
Tagebau Jaucha vereinzelt ca. 500 (3 Standorte)
AltTagebau Vollert
ca. 300 (1 Standort)
Tagebau Domsen
vereinzelt
Arten, die in der unverritzten Landschaft selten sind, wie die Vertreter der Ophioglossaceen , müssen
im Besiedlungsprozess meist relativ große Entfernungen überwinden. Die sehr kleinen, leichten und
damit an Fernausbreitung über Wind angepassten Diasporen können problemlos große Distanzen
überwinden. Durch den Rückgang der Ophioglossaceen auf natürlichen Standorten sind manche
Vorkommen in der Tagebaufolgelandschaft mehr als 50 km von den nächstgelegenen Fundorten
entfernt. Die großräumigen Tagebauflächen können auch hierbei als überdimensionale
„Diasporenfallen“ wirken (TISCHEW & KIRMER 2003). Die Ophioglossaceen profitieren zusätzlich von
den konkurrenzarmen Bedingungen der Tagebauflächen. Solche Bedingungen fehlen in der
gewachsenen Landschaft weitgehend. Für die risikoreiche erste Etablierungsphase stehen diesen
Arten, deren Diasporen kein Nährgewebe besitzen, in den Tagebauen geeignete nährstoffarme und
über längere Zeiträume spärlich besiedelte Standorte zur Verfügung.
Nach erfolgreicher Etablierung kann Ophioglossum vulgatum durch die Fähigkeit der
ungeschlechtlichen Vermehrung mittels Adventivsprossen schneller und häufiger individuenreiche
Bestände aufbauen als die Arten der Gattung Botrychium, denen die Möglichkeit der
ungeschlechtlichen Vermehrung fehlt. Folglich genügt bei Ophioglossum vulgatum die Keimung eines
oder nur sehr weniger Sporen zur Gründung einer Population (GÜRGENS 1966/67, WOLFF 1969).
Die Ophioglossum vulgatum-Populationen der Tagebaufolgelandschaft entsprechen mit
365

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
durchschnittlich mehreren 100 Trieben den Populationsgrößen auf gewachsenen Standorten (Tab.
164). Nach BENNERT (1999) weisen über die Hälfte der Vorkommen im mitteleuropäischen Raum
zwischen 100 und 1.000 Wedel auf.
Vorkommen in
Messtischblattquadranten
Grenze der Braunkohlenverbreitung
Siedlungen
Kartengrundlage:
Abb. 201 Vorkommen von Arten der Ophioglossaceen in Messtischblattquadranten vor 1949 (Sachsen und Sachsen-
Anhalt)
366

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Vorkommen in
Messtischblattquadranten
Braunkohlenbergbauflächen
Siedlungen
Kartengrundlage:
Abb. 202 Vorkommen von Arten der Ophioglossaceen in Messtischblattquadranten zwischen 1950 und 1992
(Sachsen und Sachsen-Anhalt)
Die Populationen der Botrychium-Arten sind in der Regel wesentlich individuenärmer. Laut BENNERT
(1999) weisen 2/3 der Populationen von Botrychium lunaria Individuendichten bis 50 Individuen auf.
Noch individuenärmer sind die wenigen bisher bekannten Fundorte von Botrychium matricariifolium.
Die Populationen von Botrychium lunaria im Tagebau Roßbach mit weit über 1.000 Individuen und
von Botrychium matricariifolium in der Goitsche mit ca. 630 Individuen im Jahre 2001 gehören somit
zu den wenigen individuenreichen Populationen im mitteleuropäischen Raum und untermauern den
Stellenwert der Tagebaufolgelandschaft als Ersatzlebensraum für diese Artengruppe. Individuenreiche
Populationen dieser konkurrenzschwachen Arten gehen häufig auch auf stabile Habitatbedingungen
zurück. Nur auf Flächen mit sehr langsam fortschreitenden oder vorwiegend stagnierenden
367

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Entwicklungsprozessen in mittleren Sukzessionsstadien können sich diese Arten über längere Zeit
behaupten und überdurchschnittlich große Populationen aufbauen. Derartige Bedingungen sind vor
allem in den unsanierten Tagebaubereichen mit den unentwickelten und nährstoffarmen Böden
gegeben.
aktuelle Vorkommen
innerhalb der
Tagebaufolgelandschaft
aktuelle Vorkommen
außerhalb der
Tagebaufolgelandschaft
Braunkohlenbergbauflächen
Siedlungen
Kartengrundlage:
Abb. 203 Aktuelle Vorkommen (nach 1992) von Arten der Ophioglossaceen in Messtischblattquadranten (Sachsen
und Sachsen-Anhalt)
368

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Standortökologische Einnischung der Ophioglossaceen
Eine Besiedlung der Tagebauflächen erfolgt erst auf 20- bis 30-jährigen Standorten. Bevorzugt
werden nährstoffarme, lichtreiche Kippenflächen mit einer geringen Deckung der Kraut- und
Strauchschicht besiedelt (LEBENDER et al. 1999). Sie sind damit in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft typische Arten mittlerer Sukzessionsstadien. Offensichtlich
müssen erst bestimmte Bodenentwicklungen, vor allem die Besiedlung mit geeigneten
Mykorrhizapilzen abgeschlossen sein, damit sich diese Arten etablieren können. Die Prothallien 8
Vorkeime) der Ophioglossaceen sind im Gegensatz zu anderen Farnen heterotroph und können sich
ohne das Vorhandensein von symbiotischen Pilzen nicht entwickeln (BENNERT 1999).
Auf den Standorten der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft mit Vorkommen von Ophioglossum
vulgatum wurde während der Vegetationsperioden 1999 - 2001 mit LiCor-Photosensoren der
wirksame Anteil der photosynthetisch aktiven Strahlung (%PhAR) in den Beständen der Art gemessen
(Abb. 204).
PhAR
PhAR%
Abb. 204 Anzahl von Individuen bzw. Trieben von Ophioglossum vulgatum in Abhängigkeit von der photosynthetisch
aktiven Strahlung (%PhAR) im Bestand der Vorkommen in der Bergbaufolgelandschaft
Im Bereich von 36 % bis 64 % PhAR im Bestand sind die höchsten Triebzahlen zu erkennen. Wird
dieser Bereich der photosynthetisch aktiven Strahlung über- oder unterschritten, nehmen die
Triebzahlen deutlich ab. Diese Ergebnisse unterstreichen die Bindung der Art an lichte Pionierwälder
der Bergbaufolgelandschaft. In der unverritzten Kulturlandschaft ist die Art dagegen häufiger in
Offenlandbiotopen (z.B. Feuchtwiesen) zu finden (BENNERT 1999).
Ophioglossum vulgatum besiedelt als feuchteliebende Art bevorzugt grundwassernahe Bereiche bzw.
Substrate mit ausgeglichenem Wasserhaushalt. Die beiden Botrychium-Arten sind allgemein auf
trockeneren Standorten zu finden und meiden zu stark gehölzbestandene Bereiche. Hinsichtlich des
pH-Wertes wird von den Ophioglossaceen ein breites Spektrum von stark sauer bis schwach alkalisch
besiedelt (Abb. 205). In Übereinstimmung mit Untersuchungen in anderen Regionen (HUCK 1999,
WOLFF 1987, BREMER 1988) konnte eine Bindung von Botrychium matricariifolium an saure,
sandige Substrate festgestellt und der durchschnittlich höhere pH-Wert an den Standorten von
Botrychium lunaria und Ophiglossum vulgatum bestätigt werden. Mit einem Stickstoffgehalt von 0,05 -
0,1 % waren die Kippsubstrate des Wuchsortes sehr stickstoffarm. Botrychium matricariifolium ist auf
der Halde 10/35 im Tagebau Goitsche vorzugsweise auf trockenen, sandigem Substraten zu finden;
unmittelbar angrenzende Bereiche mit stark tonigen und damit wasserspeichernden Substraten
wurden von dieser Art nicht besiedelt.
369

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
pH-Wert
8
7,5
7
6,5
6
5,5
5
4,5
4
3,5
3
pH-Wert
O. vulgatum B. lunaria B. matricariifolium
Deckungsgrad [%]
100
80
60
40
20
0
Deckung der Strauchschicht
O. vulgatum B. lunaria B. matricariifolium
Deckungsgrad [%]
100
80
60
40
20
Deckung der Baumschicht
Deckung s grad [%]
100
80
60
40
20
Deckung der Krautschicht
0
O. vulgatum B. lunaria B. matricariifolium
0
O. vulgatum B. lunaria B. matricariifolium
Abb. 205
Standortökologische Parameter der Ophioglossaceen-Populationen in der Tagebaufolgelandschaft
Untersuchungen zur Populationsentwicklung von Ophioglossum vulgatum auf ausgewählten
Standorten und Entwicklungsprognosen
Die Population im ca. 30 Jahre alten lichten Pionierwald im Nordfeld Jaucha blieb während des
Untersuchungszeitraumes stabil (Abb. 206). Trotz geringer Deckung der Baum- und Strauchschicht
blieb die Krautschicht so lückig, dass die lichtbedürftigen Ophioglossum vulgatum – Individuen bzw.
Triebe optimale Standortbedingungen vorfanden. Dazu trug sicherlich, neben den nährstoffarmen
Bedingungen (niedrige N-Gehalte von 0,1 %; pH-Wert 5,3 - 5,4), auch das hochanstehende
Grundwasser bei, so dass die geringen Niederschläge in den Vegetationsperioden 1996, 1997 und
1999 kaum eine Auswirkung auf die Bestandsgröße und -struktur hatten. Die hohe
Standardabweichung bei den Gesamt-Individuen-/Triebzahlen ist sicherlich durch die ein- bis
gelegentlich mehrjährigen Ruhephasen bedingt, die Ophioglossum vulgatum ohne Ausbildung
oberirdischer Organe einlegen kann (BENNERT 1999). Für diese insgesamt sehr individuenreiche
Population wird auch für die nächsten Jahre eine stabile Bestandsentwicklung prognostiziert.
370

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
200
100
75
50
25
0
0
1995
1996
1997
1998
1999
Deckungsgrad [%]
2000
2001
steril,5 fertil
Abb. 206 Entwicklung der Ophioglossum vulgatum-Population im lichten Pionierwald im Nordfeld Jaucha (J4) im
Untersuchungszeitraum 1995 bis 2001 (Flächengröße: 1m²).
Die Standardabweichungen wurden für die Gesamt-Individuen Triebzahlen angegeben.
Außer der oben besprochenen Population in lichten Pionierwäldern befindet sich im Nordfeld Jaucha
noch eine Population in einem dichteren Pionierwald. Auf Grund der drastischen Zunahme der
Baumschichtdeckung wurde hier ein Zusammenbruch der Population beobachtet (Abb. 207). Durch
die Zunahme der Baumschicht (in Kombination mit der Zunahme von Eupatorium cannabinum in der
Krautschicht) verringerte sich die photosynthetisch wirksame aktive Strahlung im Bestand auf den
kritischen Wert von ca. 10 %. Die mittlere Triebzahl von O. vulgatum betrug 2001 nur noch weniger als
3 Triebe/m² und es konnten kaum noch fertile Wedel ausgebildet werden. Ebenso wie die Population
im lichten Pionierwald ist der grundwassernahe Standort durch einen stickstoffarmen, lehmigschluffigen
Sand gekennzeichnet. Lediglich der pH-Wert ist mit 6,5 - 7,5 höher und könnte eine
Ursache für die raschere Gehölzentwicklung sein, in deren weiterem Verlauf mit einer vollständigen
Verdrängung der Ophioglossum vulgatum-Population zu rechnen ist.
371

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
30
20
80
60
40
Deckungsgrad [%]
10
20
0
0
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
steril,5 fertil
Abb. 207 Entwicklung der Ophioglossum vulgatum-Population im dichten Pionierwald im Nordfeld Jaucha (J1) im
Untersuchungszeitraum 1994 bis 2001 (Flächengröße: 1 m²).
Die Standardabweichungen wurden für die Gesamt-Individuen Triebzahlen angegeben.
Niederschlagsmenge [mm]
120
100
80
60
40
20
0
Mrz Apr Mai
1994 1995 1996
1997 1998 1999
2000 2001 30jähriges Mittel (1971-2001)
Abb. 208 Witterungsverlauf im Untersuchungszeitraum (Klimastation Doebris-Pirkau)
372

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Triebe/m² (n=11)
Deckungsgrad (%)
steril,5cm fertil
Baumschicht Strauchschicht Krautschicht
Abb. 209 Entwicklung der Ophioglossum vulgatum-Population im lichten Pionierwald Halde 10/35 (G) im
Untersuchungszeitraum 1995 bis 2001 (Flächengröße: 1 m²).
Die Standardabweichungen wurden für die Gesamt-Individuen Triebzahlen angegeben.
Niederschlagsmenge [mm]
120
100
80
60
40
20
0
Mrz Apr Mai
1994 1995 1996
1997 1998 1999
2000 2001 30jähriges Mittel (1971-2001)
Abb. 210 Witterungsverlauf im Untersuchungszeitraum (Klimastation Schönwölkau)
Die Populationsentwicklung auf der Halde 10/35 im Tagebau Goitsche (Alter ca. 30 Jahre, toniges
Substrat; pH-Wert 4,3 - 5,0) ist durch eine deutliche Abnahme der Ophioglossum vulgatum - Triebe im
Untersuchungszeitraum zwischen 1995 und 2001 gekennzeichnet, die hauptsächlich auf Einbrüche in
den Triebzahlen in den Jahren 1997 und 2000 zurückgeht (Abb. 209). Ähnliche Entwicklungen sind
auch in der Krautschicht zu verzeichnen, während die Baum- und Strauchschicht relativ konstante
Werte aufweist. Damit kann nicht prinzipiell von einer Verschlechterung der Konkurrenzbedingungen
für Ophioglossum vulgatum ausgegangen werden.
373

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Vielmehr reagierte die Art auf dem grundwasserfernen Standort auf den Witterungsverlauf. Diese
Hypothese wird durch den ähnlich starken Rückgang des Feuchte- und Nässezeigers Phragmites
australis im genannten Zeitraum unterstützt. Vor allem in den Untersuchungsjahren 1996, 1997 und
2000 wurden in den Monaten März, April und Mai unterdurchschnittliche Niederschlagsmengen
gemessen, in deren Folge Ophioglossum vulgatum frühzeitig vertrocknete. Die individuenstarke
Gesamt-Population auf der Halde 10/35 wird jedoch zukünftig, zumindest mittelfristig, von der Flutung
des Tagebaus und der damit gekoppelten Verbesserung des Wasserhaushaltes profitieren. Es ist
davon auszugehen, dass das wahrscheinlich noch vorhandene Rhizomgeflecht in feuchteren Jahren
wieder vermehrt austreiben kann und eine Neubesiedlung von den verbliebenen Teilpopulationen aus
stattfinden wird.
Zu einem der ältesten Standorte mit einer Population von Ophioglossum vulgatum gehört der
Tagebau Witznitz (Alter: 60 Jahre; pH-Wert: 4,8 - 5,0; schluffiger Sand mit hohem Kohlenanteil). Auf
dem ehemals grundwassernahen und inzwischen einer Grundwasserabsenkung unterliegenden
Standort ging die Triebdichte auf den Untersuchungsflächen immer mehr zurück (Abb. 211). Die
außerhalb der Dauerbeobachtungsflächen beobachtete Zunahme von Trieben weist eventuell auf eine
bessere Wasserversorgung der betreffenden Bereiche hin. Die weitere Bestandsentwicklung wird
einerseits von der Entwicklung des Gebietswasserhaushaltes und andererseits von der weiteren
Verfügbarkeit von Waldlichtungen abhängen und ist deshalb, vor allem in Hinblick auf den
Wasserhaushalt, schwer zu prognostizieren.
40
30
80
60
Deckungsgrad [%]
20
40
10
20
0
0
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
steril,5 fertil
Abb. 211 Entwicklung der Ophioglossum vulgatum-Population im Pionierwald (Bruchwald Witznitz, Wi1) im
Untersuchungszeitraum 1995 bis 2001 (Flächengröße: 1 m²).
Die Standardabweichungen wurden für die Gesamt-Individuen Triebzahlen angegeben.
374

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Niederschlagsmenge [mm]
120
100
80
60
40
20
0
Mrz Apr Mai
1994 1995 1996
1997 1998 1999
2000 2001 30jähriges Mittel (1971-2001)
Abb. 212 Witterungsverlauf im Untersuchungszeitraum (Klimastation Rötha)
Populationsentwicklung von Botrychium lunaria auf ausgewählten Standorten
Die individuenstarke Population von Botrychium lunaria im Tagebau Roßbach wurde mit einer
weiteren Population auf einem Sekundärstandort (Halde Latdorf, Kaliabbau) verglichen (Tab. 165).
Beide Populationen sind in lichten Grasfluren auf trockenen Standorten zu finden.
Tab. 165 Angaben zu den Standorten von Populationen von Botrychium lunaria
Tagebau Roßbach
Halde Latdorf
Alter der Flächen, bzw. Abbauende 1974 ca. 50 Jahre
pH-Wert 7,7 7,8
Substrat Sand Schluff
Im Untersuchungszeitraum konnten keine signifikanten Veränderungen der Populationsdichten
festgestellt werden (Abb. 213). Im Gegensatz zu den langjährigen Untersuchungen an Ophioglossum
vulgatum können auf Grund der kurzen Zeitreihen noch keine Prognosen getätigt werden. Die relativ
stabilen Biotopstrukturen (Stagnation lichter Grasfluren mit Einzelgehölzen) werden aber zumindest
mittelfristig den Bestand der Populationen sicherstellen.
375

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
100
100
80
60
40
20
0
1999
2000
2001
1999
2000
2001
steril
fertil
Abb. 213 Entwicklung der Botrychium lunaria-Population im Tagebau Roßbach und auf der Halde Latdorf im
Untersuchungszeitraum 1999 bis 2001 (Flächengröße: 1m²).
Die Standardabweichungen wurden für die Gesamt-Individuen-/Triebzahlen angegeben.
Botrychium matricariifolium in der Tagebaufolgelandschaft der Goitsche –
Populationsdynamik, Vergesellschaftung und Entwicklungsprognosen
Die Besiedlung der Halde 10/35 ging eventuell von einer Population nahe Bitterfeld aus (VOIGT
1993), die aber derzeit als verschollen gilt. Alle anderen Populationen, zum Beispiel im ehemaligen
Verbreitungsschwerpunkt im Harz, sind bereits vor 50 Jahren erloschen.
Tab. 166
Vorwald- & Waldgesellschaften
Pflanzensoziologische Einordnung der Aufnahmen am Standort von Botrychium matricariifolium; Angaben
zur Häufigkeit in Stetigkeitsklassen
Art
O. Arrhenatheretalia
Baumschicht Leucanthemum vulgare agg. III
Betula pendula III Lotus corniculatus agg. I
Strauchschicht Leontodon autumnalis I
Betula pendula I Picris hieracioides II
Pinus sylvestris II Achillea millefolium agg. V
Populus tremula I Cerastium holosteoides I
Krautschicht Taraxacum officinale agg. I
Hieracio piloselloidis- Betuletum pendulae
Kl. Artemisietea
Betula pendula IV Hypericum perforatum III
Populus tremula II Kl. Sedo-Scleranthetea
Pinus sylvestris V Hieracium pilosella V
Poa angustifolia IV Cerastium pumilum agg. II
Calamagrostis epigejos V Helichrysum arenarium I
Quercus robur I Hypochoeris radicata I
Hieracium piloselloides II Botrychium matricariifolium V
Solidago canadensis I Schlagflurarten/Pionierarten
Kl. Quercetea robori-petraeae Epilobium angustifolium II
Hieracium lachenalii III Gnaphalium sylvaticum III
Carex pilulifera I Sonstige Begleitarten
Hieracium murorum V Lysimachia vulgaris I
Offenlandgesellschaften
Rosa canina
Valeriana officinalis agg.
II
I
Die frühen Sukzessionsstadien erschwerten bisher die Eingliederung der Vorwälder nach
soziologischen Gesichtspunkten. Diese Lücke schließt die Arbeit von KLEINKNECHT (2001a, b), in
der die Vorwälder der Tagebaufolgelandschaft vegetationskundlich erfasst und beschrieben werden.
Die Vorwälder der Halde 10/35 sind nach dieser Arbeit den Pionierwäldern trockener bis frischer
376

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Standorte auf Kippflächen zuzuordnen und werden als eine neue Assoziation, das Hieracio
piloselloides-Betuletum pendulae, beschrieben. Die charakteristische Artenkombination des Betuletum
pendulae mit Betula pendula (dominant), Populus tremula, Calamagrostis epigejos, Solidago
canadensis, Hieracium piloselloides, Hieracium laevigatum, Quercus robur (Krautschicht), Crataegus
monogyna (Krautschicht) ist auf der Halde 10/35 mit hoher Stetigkeit anzutreffen, weshalb die
Zuordnung dieser Vorwälder zum genannten Vegetationstyp gerechtfertigt ist (Tab. 166).
Typisch für diese Assoziation ist das gemeinsame Auftreten von ruderalen Arten vorangegangener
Sukzessionsstadien (Calamagrostis epigejos, Solidago canadensis) als auch von Waldarten späterer
Entwicklungsstadien (Hieracium murorum, Poa nemoralis, Quercus robur). Das Hieracio-Betuletum
steht außerdem den Quercetalia robori-petraeae nahe (KLEINKNECHT 2001a, b) und läßt auf der
Halde 10/35 im Rahmen der Sukzession eine Weiterentwicklung zu dieser Ordnung vermuten. Die
Charakterarten der Assoziation Deschampsio flexuosae-Quercetum roboris (Birken-Eichenwälder der
trockeneren, kontinaleren Landschaften) sind mit den Gehölzarten Quercus robur, Betula pendula,
Pinus sylvestris und Sorbus aucuparia sowie in der Krautschicht mit Agrostis capillaris, Poa pratensis,
Carex pilulifera (SCHUBERT et al. 2001) bereits auf der Halde 10/35 vertreten.
Durch die mosaikartige, kleinräumige Verkippung der unterschiedlichen Substrate verläuft die
Sukzession oftmals heterogen. Neben Altersphasen der Pionierwälder sind immer wieder
kleinräumige Bereiche mit jüngeren Vorwaldstadien oder sogar mit weitgehend offenen
Magerrasenkomplexen zu finden. In diesen Bereichen mit verzögerter Sukzession konnten sich
konkurrenzschwache Arten wie Botrychium matricariifolium etablieren und durch die relativ stabilen
Bedingungen ihre derzeitigen Bestandsgrößen erreichen.
Auch die Vegetationsstuktur der Magerrasen scheint großen Einfluß auf die Etablierungsprozesse
dieser Farnart zu haben. Auffallend ist die hohe Dichte von Botrychium matricariifolium in den
Dominanzbeständen von Hieracium pilosella. Durch seinen niedrigen Wuchs von wenigen
Zentimetern scheint Hieracium pilosella für das konkurrenzschwache Botrychium matricariifolium ein
idealer Partner zu sein (vgl. Abb. 214). Die Rosetten bedecken stellenweise bis zu 60% des Bodens
und begünstigen somit ausgeglichenere Feuchteverhältnisse der sandigen Substrate. Botrychium
matricariifolium erreicht dort Dichten von bis zu 30 Individuen pro m². In den weniger stark besonnten
Bereichen wird Hieracium pilosella durch Dominanzbestände von Fragaria vesca (ebenfalls eine
ausläuferbildende Rosettenpflanze) abgelöst. Auch die Fragaria-Bestände werden von Botrychium
matricariifolium mit hohen Individuendichten von bis zu 10 Individuen pro m² besiedelt. Eher
sporadisch sind Einzelindividuen des Rautenfarns in den übrigen, meist höherwüchsigen,
konkurrenzstärkeren Pflanzenbeständen zu verzeichnen. Vor allem die dichten Calamagrostis
epigejos-Dominanzbestände, mit den typischen, bis 20 cm starken Streumatten, sind für Botrychium
matricariifolium schwer besiedelbar.
377

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Botrychium
matricariifolium
Betula pendula
Populus tremula
Pinus sylvestris
Rosa canina
Dominanzbestände von:
Hieracium pilosella
Calamagrostis epigejos
Fragaria vesca
Abb. 214 Vergesellschaftung von Botrychium matricariifolium
Im Jahr 1995 wurde die Art von Projektmitarbeitern bei Geländearbeiten entdeckt. Zu diesem
Zeitpunkt wurde die Populationsgröße mit ca. 50 Individuen angegeben. Von 1997 bis 2001 wurden
jährlich im Mai Individuenzählungen der Gesamtpopulation durchgeführt (Abb. 215). Bis heute ist die
Population stetig angewachsen und erreichte in der Vegetationsperiode 2001 ca. 630 Individuen. Auf
den sieben Dauerbeobachtungsflächen nahm die durchschnittliche Individuenzahl von 14,4/m² im Jahr
2000 auf 19,9/m² im Jahr 2001 zu. Nach aktuellen Angaben von BENNERT (1999) sind ¾ aller
bekannten Populationen von Botrychium matricariifolium sehr individuenarm (bis 10 Individuen). Nur
ein beschriebener Standort in Deutschland umfasst derzeit mehr als 1.000 Individuen (BENNERT
1999). Die Population bei Bitterfeld ist mit ca. 630 Individuen demnach die zweitgrößte bekannte
Population dieser Art in Deutschland.
Individuenzahl
800
600
400
200
0
1997 1998 1999 2000 2001
Anzahl 87 175 364 462 628
Abb. 215 Bestandsentwicklung von
Botrychium matricariifolium
von 1997 bis 2001
Abb. 214 zeigt die Individuenverteilung von Botrychium matricariifolium auf der Halde 10/35 im
Tagebau Goitsche. Während östlich der Kernpopulation Neuetablierungen stattfanden, konnten
westlich der Kernpopulation keine Individuen von Botrychium matricariifolium gefunden werden. Dies
wird durch die Hauptwindrichtung Südwest bedingt. Diese Tatsache ist ein Hinweis auf den Einfluss
der Windbewegungen für die lokale Ausbreitung nach der Etablierung über Fernausbreitung.
Im Zuge neuer und engmaschigerer floristischer Kartierungen sind in letzter Zeit einige neue
Fundortmeldungen zu Ophioglossaceen, insbesondere von Botrychium matricariifolium zu
verzeichnen. Botrychium matricariifolium wurde deshalb z.B. in der bundesweiten Roten Liste von
378

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Kategorie 1 in Kategorie 2 überführt. Auch im Tagebaugebiet Spreetal bei Hoyerswerda konnte die Art
nachgewiesen werden (HORN & SCHMID 1999). Zum Großteil befinden sich die Neufunde auf
Sekundärstandorten, wie Leitungstrassen, Waldwegen oder Sandgruben (BENNERT 1999). Die
häufige Vergesellschaftung mit Arten der frühen Entwicklungsstadien von Magerrasen (z.B. Hieracium
pilosella, Helichrysum arenarium, Hypochoeris radicata) unterstreichen den Pioniercharakter dieser
Art. Botrychium matricariifolium nutzt demnach auch deutschlandweit konkurrenzarme Standorte zur
Etablierung und wird im Zuge der Sukzession von konkurrenzkräftigeren Arten wieder verdrängt.
Voraussichtlich ist die Zeitspanne der möglichen Besiedelbarkeit bis zum Verschwinden von
Botrychium matricariifolium auf Standorten außerhalb der Braunkohlentagebaue wesentlich kürzer als
innerhalb. Durch den großflächigen Abbau und die oberflächliche Ablagerung unterschiedlichster,
sowohl steriler als auch besiedlungsfeindlicher Substratschichten im Zuge des Braunkohlenabbaus,
müssen in Extremfällen langjährige Phasen der Bodengenese durchlaufen werden, damit Pflanzen
diese Standorte überhaupt besiedeln können. Das führt zum Nebeneinander unterschiedlichster
Entwicklungsstadien, in denen auch für Botrychium matricariifolium geeignete Standorte entstehen.
Allgemeine Schlussfolgerungen zum Erhalt der Ophioglossaceen in der Bergbaufolgelandschaft
Die wohl einfachste und zugleich effektivste Möglichkeit zur Erhaltung der Ophioglossaceen ist das
Zulassen einer ungestörten Sukzession auf möglichst vielen Standorten der Bergbaufolgelandschaft;
kostenintensive Pflegemaßnahmen werden hierbei überflüssig. Voraussetzung ist der konsequente
Verzicht auf weitere Maßnahmen zur Bodenverbesserung und zur Aufforstung in den
Sukzessionsbereichen. Leider ist im Zuge von Gestaltungs- und Sanierungsmaßnahmen bereits ein
deutlicher Rückgang potenzieller Standorte der Ophioglossaceen zu verzeichnen. Die verbliebenen
Sukzessionsflächen in verschiedenen Bereichen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft können
jedoch bei entsprechender Sicherung den Erhalt gewährleisten. Da die Standorte zu Zeit nur wenigen
anthropogenen und natürlichen Störfaktoren ausgesetzt sind, ist auf Grund der relativ hohen
Populationsgrößen mit mehr als 100 Individuen bzw. Trieben das Auslöschungsrisiko gegenwärtig als
gering einzuschätzen. Zudem ist auf Grund der Fähigkeit zur Fernausbreitung auch die Möglichkeit
von Neubesiedlungen bei Auslöschung einzelner Teilpopulationen gegeben, da weitere Biotope in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft während der nächsten 30 Jahren ein geeignetes
Entwicklungsstadium erreicht haben werden (aktuell Rohbodenstadium analoger Standorte). Damit
kann die Verdrängung auf Grund fortschreitender Sukzessionsprozesse auf bereits besiedelten
Flächen kompensiert werden (durch die Besiedlung neuer Standorte, die nach Durchlaufen
entsprechender Bodengenese-Stadien geeignete Standorte darstellen werden).
Insbesondere der Population von Botrychium matricariifolium muss trotz der positiven
Populationsentwicklung und der erreichten Individuenzahl besondere Aufmerksamkeit gewidmet
werden, da sie die einzige in Sachsen-Anhalt ist und flächenhaft unvorhersehbare stochastische
Ereignisse fatale Folgen hätten. Entsprechende Maßnahmen zur Flächensicherung sind hier
besonders zu empfehlen.
Bei einem Monitoring der Populationen muss beachtet werden, dass die komplizierte und langwierige
Reproduktionsphase der Ophioglossaceen, die kaum sichtbaren Prothallien und ein- bis gelegentlich
mehrjährigen Ruhephasen ohne Ausbildung oberirdischer Organe (BENNERT 1999) oft
Schwankungen in der (oberirdisch-sichtbaren) Populationsdichte nach sich ziehen und damit Angaben
zu den tatsächlichen Gesamt-Populationsgrößen nur im Rahmen von Langzeitbeobachtungen leistbar
sind.
379

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.1.5 Amphibien
(Michael Reuter)
Kammolch
Ansprüche der Art in der Bergbaufolgelandschaft:
Vom Kammolch gibt es nur relativ wenige Nachweise in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
Sachsen-Anhalts, was eine sinnvolle Auswertung bevorzugter Biotoptypen/Habitatparameter nicht
zulässt. Eine gewisse Häufung älterer und damit strukturreicherer Weiher als Laichgewässer ist
allerdings erkennbar (FLB, FBM 1999). Die ermittelten pH-Werte reichen von 5,9 bis 7,9. Von den 19
nachgewiesenen Gewässern mit Kammolchvorkommen waren zudem 13 mit hoher
Wahrscheinlichkeit fischfrei. GROSSE & GÜNTHER (1996) beschreiben die vom Kammolch
bevorzugten Laichgewässer wie folgt: größere und tiefere Teiche, Weiher und Tümpel; völlig oder
teilweise sonnenexponiert; mäßig bis gut entwickelte submerse Vegetation; reich strukturierter
Gewässerboden (Äste, Steine, Höhlungen); kein oder geringer Fischbesatz.
Damit wird auch deutlich, dass die nach Flutung bzw. Grundwasserwiederanstieg entstehenden
Restseen, die nicht selten die einzigen Gewässer in Altbergbaugebieten darstellen, als
Reproduktionsgewässer für den Kammolch keine Bedeutung haben. SCHIEMENZ & GÜNTHER
(1994) werteten ca. 1.500 Laichgewässer des Kammolches in Ostdeutschland aus. Der Anteil an
natürlichen und künstlichen Seen betrug dabei lediglich 1,6 %.
Potenzielle Laichgewässer des Kammolches in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft können
wahrscheinlich wie folgt charakterisiert werden:
• kleine bis mittelgroße, ausdauernde Gewässer (vor allem Weiher und Flachgewässer; seltener
Gräben oder ausdauernde Kleingewässer),
• fortgeschrittene Sukzessionsstadien (vegetations- und strukturreich),
• fehlender (bis geringer) Fischbesatz,
• pH-Wert schwach sauer bis schwach basisch.
Von den in Rahmen der Untersuchungen von FBM (1999) sowie aktuell (FLB 2003) in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts nachgewiesenen 19 Gewässern mit
Kammolchvorkommen, weisen 18 in unmittelbarer Nähe der jeweiligen Gewässer (Vor-)Waldbestände
oder (seltener) Laubholzforste frischer bis feuchter Standorte auf. Solche Gehölzbestände sind
möglicherweise ebenfalls ein wichtiges Kriterium für potenzielle Lebensräume der Art.
Mögliche geeignete Lebensräume für den Kammolch stellen somit wahrscheinlich vor allem
Altbergbaugebiete dar, die außer den typischen Tagebaurestseen auch kleine bis mittelgroße
Gewässer aufweisen. Entscheidendstes Kriterium (von Extremwerten des Wasserchemismus
abgesehen) ist bei diesen dann sicher die Fischfreiheit, da der Kammolch, auf Grund seiner frei im
Wasser schwimmenden Larven und der Bevorzugung ausdauernder Gewässer, zu den
vergleichsweise sehr stark durch Fische gefährdeten Amphibienarten gehört.
aktueller Bestand und Prognose:
Die aktuell bekannten Kammolchvorkommen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-
Anhalts beschränken sich im Wesentlichen auf die Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen,
auf die Tagebauregion Amsdorf (Ergebnisse der Landesweiten Kartierung der Herpetofauna Sachsen-
Anhalts; keine Bestätigung im Rahmen der Untersuchungen von FBM und FLB) sowie
Tagebaugebiete im Bereich der Dübener Heide (Tagebauregionen Gräfenhainichen und Bitterfeld).
Das mit Abstand bedeutendste derzeit bekannte Kammolchvorkommen weist der Tagebau Golpa III
mit mehreren, z.T. sehr individuenreichen Laichgewässern auf.
Das letztgenannte Vorkommen ist potenziell durch Grundwasserwiederanstieg bedroht. Derzeit wird in
dem Tagebau noch Grundwasserhaltung betrieben. Auf Grund der teilweise sehr hohen
Strukturvielfalt (Schüttrippenkomplex) könnten allerdings auch zukünftig vom Hauptwasserkörper
separierte Gewässer erhalten bleiben, die dem Kammolch geeignete Laichplätze bieten.
380

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Da sich die übrigen derzeitigen Vorkommen größtenteils im Altbergbaubereich befinden, besteht dort
praktisch keine Gefährdung dieser Gewässer durch Sanierungsmaßnahmen, Flutung oder
Grundwasserwiederanstieg (Ausnahme: Tagebau Domsen).
Die potenziell größte Gefährdung für die meisten Kammolchlaichgewässer stellt wahrscheinlich ein
mögliches Einsetzen von Fischen durch Angler dar. Viele der Gewässer sind relativ abgelegen und
z.T. auch schwer zugänglich. Letzteres trifft insbesondere z.B. für den Tagebau Golpa III zu. Im Zuge
einer künftigen Erschließung der Tagebaugebiete für den Tourismus (Anlage von Wander- oder sogar
befahrbaren Wegen) könnten viele bisher unbeeinflusste Gewässer von Anglern entdeckt und in ihrem
Sinne genutzt werden. Da derartige Ereignisse nicht vorhersehbar sind, ist die weitere Entwicklung
der Kammolchbestände kaum prognostizierbar. Eine Gefährdung durch Sukzessionsprozesse spielt
bei den vom Kammolch bevorzugten Gewässertypen eine untergeordneteRolle.
Einige Tagebau-(Teil-)Regionen, in denen die Art bisher nicht nachgewiesen werden konnte (z.B.
Tagebauregion Geiseltal), weisen auch in ihrem unverritztem Umland keine (bekannten)
Kammolchvorkommen auf. Eine zukünftige aktive Besiedlung dieser Gebiete durch die wenig mobile
Art (nachgewiesene Wanderungsentfernungen von bis ca. 1 km) scheint unter diesen Bedingungen
selbst beim Vorhandensein potenziell geeigneter Laichgewässer unwahrscheinlich. Einschränkend ist
allerdings zu bemerken, dass über das reale Verbreitungsbild des relativ schwer nachweisbaren
Kammolches mit Sicherheit große Kenntnislücken bestehen (siehe auch Kap. 4.1.1.2.1).
Die genannten Ansprüche des Kammolches an den Lebensraum sind wahrscheinlich auch auf andere
Tagebaugebiete in Sachsen (z.B. Tagebau-Raum Delitzsch Südwest, Südraum Leipzig; Lausitz) oder
Thüringen (Restloch Zechau) übertragbar. Allerdings ist (war) die Art auch in diesen Gebieten äußerst
selten (BLASCHKE & WIEDEMANN 1996, GROSSE & NAUMANN 1995, SYKORA 1985, SCHMIDT
1990).
Knoblauchkröte
Ansprüche der Art in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft:
Die bevorzugten Laichgewässer der Knoblauchkröte in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft sind
nach den aktuellen sowie den Untersuchungen von FBM (1999) wie folgt zu charakterisieren:
• Flachgewässer, Weiher und Gräben mit reich entwickelten submersen Vegetationsstrukturen in
Wassertiefen zwischen 20 und 100 cm
• fehlender bis geringer Fischbesatz
• pH-Wert schwach sauer bis mäßig basisch
Seen werden vergleichsweise selten und in geringer Individuenzahl von der Knoblauchkröte
angenommen. In diesen Fällen liegen die Laichplätze in Flachwasserzonen in relativ wind- und
wellenschlaggeschützter Lage (Buchten). Auch ausdauernde oder sogar temporäre Kleingewässer
werden genutzt, spielen aber als Laichgewässer für die Art ebenfalls eine vergleichsweise geringe
Rolle.
Fast alle der nachgewiesenen Laichgewässer liegen innerhalb eines gehölzarmen Landlebensraums.
Allerdings wurde die als Offenlandart bekannte Knoblauchkröte (ursprünglich aus Steppengebieten
eingewandert) auch in Gewässern innerhalb größerer Vorwald- oder Forstflächen nachgewiesen (z.B.
Tagebauraum Bergwitzsee, Tagebau Golpa III), so dass mit zunehmender Gehölzsukzession oder
Aufforstung im Landlebensraum nicht unbedingt von einer vollständigen Verdrängung der Art
ausgegangen werden muss.
Potenzielle Lebensräume findet die Knoblauchkröte damit vor allem in folgenden Tagebaugebieten:
• Tagebaurestlöcher, in denen noch Grundwasserhaltung betrieben wird; in deren Sohlenbereich
sich aber kleinere bis mittelgroße Gewässer fortgeschrittener Vegetationsstadien befinden,
• Kippen- und Haldenbereiche junger bis alter Sukzessionsstadien, sofern sie die oben genannten,
bevorzugten Gewässertypen aufweisen.
381

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
aktueller Bestand und Prognose:
Die Knoblauchkröte ist aktuell eine der am weitesten verbreiteten Amphibienarten der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts. In Gebieten mit einer hohen Anzahl
mittelgroßer, ausdauernder Gewässer haben sich z.T. sehr individuenstarke Populationen entwickeln
können (z.B. Tagebauregion Amsdorf, Tagebau Domsen).
Kurzfristig gehen (gingen) alle Laichgewässer in Tagebaurestlöchern verloren, die geflutet werden
(wurden) bzw. in denen die Grundwasserhaltung aufgehoben wird (wurde) (z.B. Tagebau Königsaue,
Tagebau Merseburg-Ost, Tagebau Mücheln, Tagebau Domsen, Tagebau Gröbern)).
Einige Klein- und Flachgewässer sind kurz- bis mittelfristig durch völlige Verlandung gefährdet (z.B. im
Bereich der Tagebaue Möhlau und Goitsche oder auf der Asendorfer Kippe). Lokal könnte auch das
Einsetzen von Fischen durch Angler in Laichgewässer eine Gefährdung der Knoblauchkröten
darstellen (z.B. Asendorfer Kippe).
Ein Großteil der aktuellen Vorkommen ist nur sehr langfristig durch Sukzession gefährdet (z.B.
Tagebau Muldenstein). Vorläufig ungefährdet sind auch Vorkommen in Tagebaurestlöchern in denen
auf Grund fortgeführter, z.T. sekundärer, Nutzungen weiter Grundwasserhaltung betrieben wird (z.B.
Tagebau Roßbach, Tagebau Lochau, Tagebau Amsdorf).
Lokal ist mit fortschreitender Vegetationsentwicklung an einigen jungen Gewässern mit einer
Bestandszunahme der Knoblauchkröte zu rechnen (z.B. Tagebau Golpa-Nord; Außenhalde Gröbern).
Trotz der in vielen Gebieten zu erwartenden Bestandsrückgänge ist die Knoblauchkröte insgesamt in
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts mittelfristig nicht gefährdet. Als die
naturschutzfachlich bedeutendsten, wahrscheinlich auch längerfristig gesicherten Vorkommen der Art
sind zu nennen:
• die Asendorfer Kippe sowie die Kippenbereiche bei Wansleben (Tagebauregion Amsdorf),
• der Tagebau Muldenstein sowie das FND „Wendeschleife Friedersdorf“ südlich des Muldestausee
(Tagebauregion Bitterfeld),
• die Mücheln-Innenkippe (Tagebauregion Geiseltal),
• der Tagebau Golpa III (Zschornewitz) (Tagebauregion Gräfenhainichen).
Auf Grund der weiten Verbreitung der Knoblauchkröte in Mitteldeutschland sind die Prognosen auch
auf andere Tagebaugebiete (Südraum Leipzig; Lausitz) übertragbar. Sind geeignete Laichgewässer
vorhanden, kann auch dort mit einem langfristigen Erhalt von Vorkommen dieser Art gerechnet
werden.
Tab. 167 Gefährdung und Entwicklungsprognose der aktuellen Knoblauchkrötenvorkommen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
Gefährdung durch: VL: Verlandung; R/G: Restlochflutung/Grundwasserwiederanstieg; SA: Sanierung; F: Fischeinsatz; SK:
Sukzession !!!: kurzfristig (ca. 1 - 4 Jahre) gefährdet; (!!!): nur lokale (Teil-) Vorkommen kurzfristig gefährdet; !: mittelfristig (ca.
5 - 10 Jahre) gefährdet; (?) potenziell gefährdet BZ: kurz- bis mittelfristig zu erwartende Bestandsveränderungen: ↓ leicht
abnehmend; ↓↓ deutlich abnehmend bzw. Verlust des Vorkommens; ↑ leicht zunehmend; ↑↑ deutlich zunehmend; = keine
wesentliche Veränderung
VL R/G SA F SK BZ
Tagebauregion Nachterstedt
Tagebau Königsaue - !!! - - - ↓↓
Tagebauregion Gräfenhainichen
Tagebauraum Bergwitzsee - - - (?) - =
Tagebau Möhlau !!! - - - - ↓↓
Außenhalde Golpa-Nord - - !!! - - ↓↓
Tagebau Golpa-Nord (Radis-Gremminer Graben) - - - - - ↑↑
Tagebau Gröbern - !!! - - - ↓↓
Außenhalde Gröbern - - - (?) - ↑↑
Tagebau Golpa III - ! - - - ↓
Tagebauregion Bitterfeld
Goitsche (!!!) - - (?) - ↑
Tagebau Muldenstein - (!!!) - (?) - =
FND „Wendeschleife Friedersdorf“ (!!!) - - - - =
382

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Tagebauregion Amsdorf
VL R/G SA F SK BZ
Asendorfer Kippe (!!!) - - (?) - ↓
Kippenbereich bei Wansleben (!!!) - - (?) - ↓
Tagebau Amsdorf - - (!!!) - - =
Tagebauregion Halle-Ost
Hufeisensee (!!!) - - (?) - ↓
Tagebau Bruckdorf (!!!) - - (?) - ↓
Tagebau Lochau - - - - - =
Tagebauregion Merseburg-Ost
Tagebau Merseburg-Ost - !!! - - - ↓↓
Tagebauregion Geiseltal
Tagebau Kayna-Süd - - - (?) - =
Mücheln-Innenkippe - !!! - - - ↓
Tagebau Roßbach - - - - - =
Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen
Tagebau Domsen - ! - - - ↓↓
Tagebau Pirkau - - - (?) - =
Tagebau Profen - - (!!!) - - ↑
Tagebau Vollert - - - - ! ↓
Tagebauregion Meuselwitz
Halde Phönix-Nord - - - (?) - =
Kreuzkröte
Ansprüche der Art in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft:
Die bevorzugten Laichgewässer der Kreuzkröte in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft sind nach
den aktuellen sowie den Untersuchungen von FBM (1999) wie folgt zu charakterisieren:
• vegetationsarme, häufig temporäre Kleinstgewässerkomplexe bzw. Flachgewässer mit voll
besonnten Flachwasserzonen unter 10 cm Wassertiefe,
• pH-Wert schwach sauer bis mäßig basisch,
• fehlender Fischbesatz.
Junge (vegetationslose bis -arme) flache Weiher, die die oben genannten Habitatparameter
aufweisen, können durchaus auch bedeutende Kreuzkrötenlaichgewässer darstellen, sind aber
vergleichsweise selten.
Die meisten nachgewiesenen Laichgewässer wiesen in unmittelbarer Nähe Rohbodenflächen auf;
einige lagen auch inmitten von - zum Zeitpunkt des Ablaichens ebenfalls vegetationsarmen -
Ackerflächen.
Die beschriebenen Laichgewässer/Landlebensräume finden sich hauptsächlich in aktiven und jungen
Sanierungstagebauen (wassergefüllte Wagenspuren auf Wegen bzw. verdichtete Senken an Stellen
wo zeitweise schwere Technik stand). In älteren Tagebaugebieten sind solche Kleingewässer meist
schon verlandet; mögliche alternative Laichgewässer können hier tiefere Fahrspuren auf (ehemaligen)
Truppenübungsplätzen (z.B. Tagebau Goitsche, Halde Wählitz); vernässte Ackersenken (z.B.
Tagebau Muldenstein, Tagebau Pirkau) oder (selten) angelegte, weiherähnliche flache Gewässer im
Kippen- und Haldebereich darstellen (z.B. Außenhalde Gröbern, Halde Phönix-Nord, TagebauGolpa-
Nord [Bereich des Radis-Gremminer Graben]).
aktueller Bestand und Prognose:
Die Kreuzkröte gehört zu den vergleichsweise seltenen Amphibienarten in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts. Auf Grund großer regionaler
Verbreitungslücken fehlt sie in vielen Tagebauen, die scheinbar optimale Habitatbedingungen bieten
(siehe Kap. 4.1.1.2.1). Ihre größte Verbreitung hat die Art in der Tagebauregion
Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen; lokal bedeutende Vorkommen gibt es (noch) im Tagebau Amsdorf, im
Tagebau Goitsche und an einzelnen Gewässern der Tagebauregion Gräfenhainichen.
383

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Durch Flutung/Grundwasserwiederanstieg (Tagebau Gröbern, Tagebau Domsen) bzw. Verlandung
von Kleingewässern (Tagebau Goitsche, lokal Tagebau Amsdorf und Golpa-Nord) gehen in den
nächsten Jahren (wie es insbesondere im Tagebau Goitsche in den letzten Jahren schon zu
verzeichnen war) weitere Kreuzkrötenlaichgewässer verloren. Mittelfristig wird auch die Bedeutung
größerer, ausdauernder Gewässer (z.B. auf der Außenhalde Gröbern) auf Grund von
Sukzessionsprozessen deutlich abnehmen. Potenziell ist dieser Gewässertyp daneben auch durch ein
mögliches Einsetzen von Fischen (Prädatoren) gefährdet.
Längerfristig sicher sind nur Kreuzkrötenvorkommen in Tagebauen mit fortgeführter Nutzung. In der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts sind das lediglich die Vorkommen in den
Tagebauen Profen und Amsdorf. Lokal kann es auch hier zum Erlöschen von Laichgewässern
kommen, andererseits können sich durch den Abbau- bzw. Fahrbetrieb immer wieder neue
(Temporär-)Gewässer bilden.
Tab. 168 Gefährdung und Entwicklungsprognose der aktuellen Kreuzkrötenvorkommen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
Gefährdung durch: VL: Verlandung; R/G: Restlochflutung/Grundwasserwiederanstieg; SA: Sanierung; F: Fischeinsatz; SK:
Sukzession !!!: kurzfristig (ca. 1 - 4 Jahre) gefährdet; (!!!): nur lokale (Teil-) Vorkommen kurzfristig gefährdet; !: mittelfristig (ca.
5 - 10 Jahre) gefährdet; (?) potenziell gefährdet BZ: kurz- bis mittelfristig zu erwartende Bestandsveränderungen: ↓ leicht
abnehmend; ↓↓ deutlich abnehmend bzw. Verlust des Vorkommens; ↑ leicht zunehmend; ↑↑ deutlich zunehmend; = keine
wesentliche Veränderung
VL R/G SA F SK BZ
Tagebauregion Gräfenhainichen
Tagebau Golpa-Nord (!!!) - - (?) ! ↓↓
Tagebau Gröbern - !!! !!! - - ↓↓
Außenhalde Gröbern - - - (?) ! ↓↓
Tagebauregion Bitterfeld
Goitsche !!! - - - - ↓↓
Tagebau Muldenstein - - - - ! ↓
Tagebauregion Amsdorf
Kippenbereich bei Wansleben !!! - !!! - - ↓↓
Tagebau Amsdorf (!!!) - (!!!) - - =
Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen
Tagebau Domsen - ! - - ! ↓↓
Tagebau Pirkau !!! - - - ! ↓↓
Halde Wählitz !!! - - - - ↓↓
Tagebau Profen (!!!) - (!!!) - - =
Tagebauregion Meuselwitz
Halde Phönix-Nord - - - - ! ↓↓
Ein aktives Einwandern der Kreuzkröte in die bisher nicht besiedelten Sanierungstagebaue (z.B.
innerhalb der Tagebauregion Geiseltal) ist kaum zu erwarten, da diese Gebiete zu weit entfernt oder
zu isoliert von den nächsten Vorkommen der Art liegen (sieh Kap. 4.1.1.2.1). Mittelfristig werden die
meisten der in diesen Gebieten vorhandenen Gewässer auf Grund der fortschreitenden
Vegetationsentwicklung/Verlandung ohnehin ihren potenziellen Wert für die Kreuzkröte verlieren
(Ausnahme Tagebau Roßbach, Kaolinabbau). Die bisher nicht besiedelten Altbergbaugebiete
kommen mangels geeigneter Laichgewässer und Landlebensräume für ein Einwandern der Art
praktisch nicht in Frage.
Insgesamt ist mittelfristig somit von einem sehr starken Rückgang der Kreuzkrötenbestände in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts auszugehen. Viele Vorkommen dürften völlig
erlöschen. Da Kreuzkröten ca. 10 Jahre alt werden können (GÜNTHER & MEYER 1996), ist es
denkbar, dass sich auch längerfristig wenige Tiere in einigen Altbergbaugebieten halten, und hier z.B.
während sehr regenreicher Frühjahre, eventuell neu entstehende Kleingewässer zur Reproduktion
nutzen. Massenlaichplätze, wie sie zeitweise in einigen Tagebaugebieten auftraten, wird es sicherlich
nicht mehr geben.
Auch in anderen Tagebaugebieten Mitteldeutschlands wird sich die Kreuzkröte längerfristig nur dort
mit individuenstarken Populationen behaupten können, wo eine fortlaufende Nutzung (oder
theoretisch auch Pflege) den Erhalt geeigneter Gewässer früher Sukzessionsstadien sichert.
384

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Wechselkröte
Ansprüche der Art in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft:
Nach den aktuellen sowie den Untersuchungen von FBM (1999) bevorzugt die Wechselkröte folgende
Gewässertypen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft:
• voll besonnte, vegetationsarme Flachgewässer bzw. ebensolche, sehr flach auslaufende Weiher
oder junge, im Sohlenbereich von noch nicht vollständig gefluteten Tagebaurestlöchern gelegene
Seen mit ausgeprägten Flachwasserzonen (Wassertiefen unter 15 cm),
• pH-Werte des Wassers zwischen 7,5 und 9,
• fehlender bis geringer Fischbesatz.
Temporäre und ausdauernde Kleingewässer werden seltener und meist in deutlich geringerer
Individuenzahl von der Wechselkröte angenommen. Tagebauseen in gefluteten Restlöchern können
unter Umständen (Vorhandensein relativ wind- und wellengeschützter Buchten) einige Zeit als
Laichgewässer fungieren (z.B. Tagebau Kayna-Süd).
Der Landlebensraum sollte Offenlandcharakter besitzen; keines der nachgewiesenen Laichgewässer
lag innerhalb von Vorwald- oder Forstbeständen. Rohbodenflächen sind sicherlich günstig, jedoch
nicht Bedingung.
Gewässer diese Typs finden sich hauptsächlich im Sohlenbereich von Tagebaurestlöchern im aktiven
oder Sanierungstagebau. Einen Sonderfall stellen (Asche-) Spülseen (mit äußerst flach auslaufenden,
vegetationslosen bis -armen Uferbereichen) dar (z.B. Tagebau Golpa III, Tagebau Zipsendorf Süd,
Tagebau Lochau), die auch eine Besiedlung älterer Tagebaugebiete zulassen.
aktueller Bestand und Prognose
Aktuell ist die Wechselkröte noch eine der am weitesten verbreiteten Amphibienarten der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts. Allerdings gibt es in einzelnen
Tagebauregionen nur noch individuenarme, sehr isoliert gelegene Vorkommen (Tagebauregion
Bitterfeld, Tagebauregion Nachterstedt, Tagebauregion Halle-Ost). Die weiteste Verbreitung der
Wechselkröte und die größten Individuenzahlen weist gegenwärtig noch die Tagebauregion Geiseltal
auf. Zu erwähnen ist weiterhin eine große Population im Tagebau Golpa III (Tagebauregion
Gräfenhainichen).
Ein großer Teil der im Bereich von Restlochsohlen verschiedener Tagebaue gelegenen
Wechselkrötenlaichgewässer in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts ist
kurzfristig durch Flutung bzw. durch den Grundwasserwiederanstieg gefährdet bzw. ging schon
verloren (z.B. Tagebau Königsaue, Tagebau Merseburg-Ost, Tagebau Gröbern, Tagebau Mücheln,
Tagebau Domsen). Auch die völlige Verlandung von temporären Kleinstgewässern im Kippenbereich
führte zum Verlust zahlreicher Laichplätze der Wechselkröte (z.B. Tagebau Goitsche, Tagebau Golpa-
Nord, Asendorfer Kippe).
An einzelnen Seen und Weihern mit windgeschützten Flachwasserbereichen (z.B. Mücheln-
Innenkippe, Tagebau Golpa-Nord) können sich eventuell lokal Wechselkrötenvorkommen längerfristig
halten, wie die bisherige Entwicklung der Vorkommen in den Tagebauen Kayna-Süd oder Bruckdorf
zeigen.
Neue Ansiedlungen in aktuell nicht (mehr) besiedelten Tagebaugebieten (hauptsächlich Altbergbau)
sind wegen fehlender geeigneter Gewässer zumeist unwahrscheinlich. Auf Grund der (noch) weiten
Verbreitung der Wechselkröte, ihrer im Vergleich zu anderen Amphibienarten hohen Mobilität (siehe
Kap. 4.1.1.2.1) und der relativ hohen Lebenserwartung von ca. 10 Jahren (GÜNTHER &
PODLOUCKY 1996) ist die Art gegenwärtig jedoch wahrscheinlich prinzipiell in der Lage, jedes neu
entstehende, geeignete Gewässer (ausgenommen innerhalb von Wald-/Forstgebieten) in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts zu besiedeln.
385

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 169 Gefährdung und Entwicklungsprognose der aktuellen Wechselkrötenvorkommen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
Gefährdung durch: VL: Verlandung; R/G: Restlochflutung/Grundwasserwiederanstieg; SA: Sanierung; F: Fischeinsatz; SK:
Sukzession !!!: kurzfristig (ca. 1 - 4 Jahre) gefährdet; (!!!): nur lokale (Teil-) Vorkommen kurzfristig gefährdet; !: mittelfristig (ca.
5 - 10 Jahre) gefährdet; (?) potenziell gefährdet BZ: kurz- bis mittelfristig zu erwartende Bestandsveränderungen: ↓ leicht
abnehmend; ↓↓ deutlich abnehmend bzw. Verlust des Vorkommens; ↑ leicht zunehmend; ↑↑ deutlich zunehmend; = keine
wesentliche Veränderung
VL R/G SA F SK BZ
Tagebauregion Nachterstedt
Tagebau Königsaue - !!! - ! ! ↓
Tagebauregion Gräfenhainichen
Außenhalde Golpa-Nord - - - (?) ! ↑
Tagebau Gröbern - !!! - - ! ↓
Außenhalde Gröbern - - - (?) ! ↑
Tagebau Golpa III (!!!) ! (?) (?) ! ↓
Tagebauregion Bitterfeld
Goitsche (!!!) - - (?) ! ↓
Tagebau Köckern - - - (?) ! ↓
Tagebauregion Amsdorf
Asendorfer Kippe !!! - - (?) ! ↓↓
Kippenbereich bei Wansleben !!! - !!! - - ↓↓
Tagebau Amsdorf (!) - (!) - - =
Tagebauregion Halle-Ost
Hufeisensee - - - - ! ↓
Tagebau Bruckdorf - - - ! ! =
Tagebau Lochau - - - - (!) =
Tagebauregion Merseburg-Ost
Tagebau Merseburg-Ost - !!! - - ! ↓
Tagebauregion Geiseltal
Tagebau Kayna-Süd - - - ! ! ↓
Mücheln-Innenkippe (!!!) ! - ! ! ↓
Tagebau Rossbach - - - - (!) =
Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen
Tagebau Domsen (!!!) ! - - ! ↓
Tagebau Pirkau (!!!) - - ! ! ↓↓
Tagebau Profen (!!!) - (!!!) - - =
Tagebauregion Meuselwitz
Zipsendorf - - - (?) ! ↓
Halde Phönix-Nord - - - (?) ! ↓↓
Insgesamt ist in den nächsten Jahren mit einem deutlichen Bestandsrückgang der Wechselkröte in
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts zu rechnen. Ein völliges Erlöschen von
Vorkommen dürfte aber eher die Ausnahme sein. Auf Grund der fortgeführten, z.T. sekundären
Nutzung mehrerer Tagebaue in verschiedenen Regionen, sind folgende Vorkommen vorerst nicht
gefährdet und könnten mit fortschreitender Sukzession lokal sogar (zwischenzeitlich) zunehmen:
Tagebau Profen, Tagebau Amsdorf, Tagebau Roßbach und Tagebau Lochau. Auch in einzelnen, neu
angelegten weiherähnlichen Gewässern (z.B. Tagebau Golpa-Nord) ist vorerst von einer Erhöhung
der Zahl ablaichender Tiere auszugehen.
Auch in den anderen Tagebaugebieten Mitteldeutschlands (Südraum Leipzig, Lausitz) sind größere
Bestandsverluste der Wechselkröte nach Flutung der Tagebaurestlöcher anzunehmen.
386

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Laubfrosch
Ansprüche der Art in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft:
Die wenigen aktuellen Nachweise in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts sowie
im Südraum Leipzig, im sächsischen Teil der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft, wo der Laubfrosch
deutlich häufiger auftritt, lassen eine Bevorzugung der Art für temporäre Kleingewässer,
Flachgewässer und Weiher erkennen (FBM 1999, ALTMOOS 1999). Untersuchungen in der
überwiegend unverritzten Landschaft bestätigen die klare Präferenz des Laubfrosches für mittelgroße
bis kleine Gewässer, einschließlich temporärer Pioniergewässer (SCHIEMENZ & GÜNTHER 1994,
GROSSE 1995).
Wichtige Habitatparameter der Laubfroschlaichgewässer sind nach GROSSE (1994): eine gute
Besonnung; das Vorhandensein reich verkrauteter Flachwasserzonen; ein vertikal gut strukturierter
Uferbereich (wobei auch Gewässer ohne Vertikalstrukturen besiedelt werden - z.B. vernässte
Ackersenken, wie aktuell im Tagebau Muldenstein), eine relativ geringe Wassertiefe (optimal 20 –
50 cm; dies wird auch von ALTMOOS (1999) für die Braunkohlenbergbaufolgelandschaft im Südraum
Leipzig bestätigt) sowie pH-Werte um den Neutralpunkt (6,8 - 7,5). Zahlreiche Autoren (SCHADER
1983, CLAUSNITZER & BERNINGHAUSEN 1991, GROSSE 1995) verweisen auf fehlenden bzw.
geringen Fischbesatz als wesentliches Kriterium der Laubfroschlaichgewässer. Da die
Laubfroschlarve mehr im Freiwasser und an der Oberfläche aktiv ist, ist sie stärker durch Fische
gefährdet als Larven die sich überwiegend am Gewässergrund aufhalten.
Von großer Bedeutung für den Laubfrosch sind Gewässerkomplexe. Einzelne, isoliert gelegene
Gewässer werden nur selten besiedelt. Bei der kurzlebigen Art ist zudem die Gefahr sehr groß, dass
es zu lokalem Erlöschen von Populationen kommt, wenn in einem isolierten Gewässer die
Reproduktion unmöglich wird (z.B. durch Eutrophierung oder Fischbesatz).
Der Landlebensraum muss strukturreich sein (wichtig sind z.B. sonnenexponierte Sitzwarten wie
Gebüschstreifen an Waldrändern) und eine hohe Pflanzen- und damit Insektenvielfalt aufweisen
(GROSSE 1995). Damit kommen z.B. sehr junger Sukzessionsstadien (mit dominierenden
Rohbodenflächen) kaum für den Laubfrosch in Betracht.
aktueller Bestand und Prognose:
Der Laubfrosch ist in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts äußerst selten. Die
wenigen (ehemals) bekannten Vorkommen (oftmals nur Einzelnachweise) sind (waren) deutlich auf
bestimmte, zumeist auennahe Regionen beschränkt. Im Vergleich zu den Untersuchungen 1996-98
(FBM 1999) wurden lediglich für die Tagebauregion Amsdorf neue Vorkommen bekannt (Ergebnisse
der Landesweiten Kartierung der Herpetofauna Sachsen-Anhalts; keine Bestätigungen im Rahmen
von FBM bzw. FLB). Einige ehemalige Vorkommen (Tagebau Goitsche, Tagebau Merseburg-Ost,
Tagebau Lochau) konnten aktuell nicht mehr nachgewiesen werden. Ursachen für die
Bestandsverluste sind u.a. das Erlöschen von Laichgewässern durch Verlandung/Sanierung (Tagebau
Goitsche) bzw. durch Grundwasseranstieg (Tagebau Merseburg-Ost).
Die derzeit noch bestehenden individuenarmen und isolierten Vorkommen des Laubfrosches sind auf
Grund der geringen Lebenserwartung der Tiere (ca. 3 Jahre), der meist isolierten Lage (und damit
sehr geringen Chance zur Auffrischung der Vorkommen – siehe Kap. 4.1.1.2.1) stark gefährdet.
Wahrscheinlich ist das Erlöschen des Vorkommens im Tagebau Lochau darauf zurückzuführen. In
größeren, weiherähnlichen Gewässern werden auf Grund des nach der Sanierung häufig gut
möglichen Zugangs zu den Gewässern nicht selten Fische von Anglern eingesetzt, was eine
erfolgreiche Reproduktion der Laubfrösche dann meist ausschließt.
Ein aktives Einwandern der Art in bisher noch nicht besiedelte Tagebaugebiete ist vor allem wegen
der von Auengebieten isolierten Lage vieler Tagebaue oder sogar Tagebauregionen (z.B.
Tagebauregion Geiseltal und Gräfenhainichen) trotz potenziell geeigneter Laichgewässer eher
unwahrscheinlich (siehe Kap. 4.1.1.2.1).
Auf Grund der Individuenarmut und der isolierten Lage der Nachweispunkte sind die gegenwärtigen
Laubfroschvorkommen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts vergleichsweise
unbedeutend. Eine Entwicklung stabilerer Populationen scheint hier höchstens für die Tagebauregion
Amsdorf und den Tagebau Pirkau denkbar.
Für die anderen Tagebau-Gebiete Mitteldeutschlands ist die Bestandssituation auf Grund fehlender
Datengrundlagen kaum einschätzbar. Im Südraum Leipzig gibt es lokal größere Vorkommen (vor
allem im Tagebau Bockwitz, FBM 1999); einige (z.B. im Restloch Werben) sind durch den
387

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Grundwasserwiederanstieg allerdings schon verloren gegangen. BLASCHKE & WIEDEMANN (1996)
prognostizierten für einzelne Untersuchungsgebiete (Altbergbau) in der Lausitz einen Bestandserhalt
der Laubfroschvorkommen.
Moorfrosch
Ansprüche der Art in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft:
Mehrere, auch individuenreiche Vorkommen des Moorfrosches in verschiedenen Tagebaugebieten
Sachsen-Anhalts zeigen, dass diese Art prinzipiell in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
geeignete Lebensräume finden kann. Die vom Moorfrosch bevorzugten Laichgewässer sind dabei
wie folgt zu beschreiben:
• ältere Flachgewässer mit lichten Röhrichtbeständen (Schilf oder Rohrkolben),
• schwach saurer bis schwach basischer pH-Wert,
• fehlender bis geringer Fischbesatz.
Flachwasserzonen von Weihern oder gar Seen werden vergleichsweise selten angenommen und
weisen im Vergleich zu den eigentlichen Flachgewässern deutlich individuenärmere Vorkommen auf,
was sicherlich in erster Linie durch die höhere Gefährdung durch Prädatoren (insbesondere Fische)
begründet ist. Die weitgehende Meidung von Seen zeigen auch die Auswertungen von SCHIEMENZ
& GÜNTHER (1994), nach denen von ca. 1.200 Laichgewässern des Moorfrosches in Ostdeutschland
(überwiegend unverritzte Landschaft) nur 5,6 % Seen zuzuordnen waren.
Die vom Moorfrosch bevorzugten Flachgewässer sind überwiegend im Sohlenbereich von
Tagebaurestlöchern zu finden, in denen noch Grundwasserhaltung betrieben wird. Auf oberhalb des
Endwasserspiegels gelegenen Kippen- oder Haldenflächen ist dieser Gewässertyp dagegen relativ
selten und meist nur kleinflächig zu finden. Die aktuell größten Flachgewässer in Altbergbaugebieten
Sachsen-Anhalts befinden sich im Tagebau Muldenstein.
aktueller Bestand und Prognose:
Alle bedeutenden Moorfroschlaichplätze in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
liegen in Tagebaugebieten im Bereich von Flußauen, so in den Tagebauen Bruckdorf und Lochau
(nahe der Elster-Luppe bzw. Saaleaue) sowie nahe der Muldeaue das FND „Wendeschleife
Friedersdorf“. Weitere individuenreiche Vorkommen befinden sich im Bereich der Dübener Heide.
Die Entwicklung der Moorfroschbestände seit den Untersuchungen 1996/97 zeigt eine deutliche
abnehmende Tendenz (siehe Kap. 4.1.3.4.2), die in den nächsten Jahren sicher weiter fortgesetzt
wird.
Viele der als Laichgewässer bevorzugten, vegetationsreichen Flachgewässer in Altbergbaugebieten
(z.B. am Tagebau Möhlau, am Bergwitzsee, eventuell auch Teilbereiche des FND „Wendeschleife
Friedersdorf“) sind wahrscheinlich mittelfristig durch Verlandung gefährdet. Einige Gewässer dieses
Typs fielen in den letzten 5 Jahren schon der Sukzession zum Opfer (Tagebau Bruckdorf).
Moorfroschlaichgewässer in Tagebaurestlöchern in denen noch Grundwasserhaltung betrieben wird,
gehen (gingen) bei einem Grundwasserwiederanstieg verloren (z.B. Tagebau Königsaue,
TagebauLochau). Selbst geringe Änderungen des Wasserstandes können wesentliche Folgen für
Moorfroschpopulationen haben. In den Jahren 1996/97 gelangten z.B. zahlreiche Nachweise im
Tagebau Muldenstein. 2000/2001 konnte die Art fast im gesamten Gebiet nicht mehr gefunden
werden. Ursache ist möglicherweise das verstärkte Eindringen von Fischen in die Laichgewässer auf
Grund des deutlich gestiegenen Wasserspiegels (Grundwasserwiederanstieg bzw. zusätzlich Anstau
von Gräben durch Biber bzw. den Menschen), wodurch es u.a. zu Verbindungen zwischen bisher
weitgehend isolierten Flachgewässern und angrenzenden Gräben oder Weihern kam. Eine weitere
mögliche Ursache könnte aber auch der sehr stark zugenommene Bestand an Grünfröschen (Teichund
Seefrosch) sein, welche als Prädatoren der Jungtiere des Moorfroschs ebenfalls in Frage
kommen. Eine ebenfalls rückläufige Entwicklung der Moorfroschpopulation war auch im Tagebau
Lochau zu beobachten, wo es gleichfalls zu einem leichten Wasseranstieg gekommen war.
Andererseits haben sich in beiden genannten Tagebaugebieten neue Flachwasserbereiche gebildet,
388

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
die als zukünftige Rückzugsgebiete dienen könnten. Die weitere Entwicklung der Moorfroschbestände
ist unter diesen Umständen deshalb schwer vorherzusagen.
Tab. 170 Gefährdung und Entwicklungsprognose der aktuellen Moorfroschvorkommen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
Gefährdung durch: VL: Verlandung; R/G: Restlochflutung/Grundwasserwiederanstieg; SA: Sanierung; F: F
ischeinsatz; SK: Sukzession !!!: kurzfristig (ca. 1 - 4 Jahre) gefährdet; (!!!): nur lokale (Teil-) Vorkommen kurzfristig gefährdet;
!: mittelfristig (ca. 5 - 10 Jahre) gefährdet; (?) potenziell gefährdet BZ: kurz- bis mittelfristig zu erwartende
Bestandsveränderungen: ↓ leicht abnehmend; ↓↓ deutlich abnehmend bzw. Verlust des Vorkommens; ↑ leicht zunehmend; ↑↑
deutlich zunehmend; = keine wesentliche Veränderung
VL R/G SA F SK BZ
Tagebauregion Nachterstedt
Tagebau Königsaue - !!! - - - ↓↓
Tagebauregion Gräfenhainichen
Tagebauraum Bergwitzsee !!! - - - - ↓↓
Tagebau Möhlau !!! - - (!!!) - ↓↓
Tagebau-Restloch „Regattastrecke“ - - - (!!!) - =
Tagebau Golpa III - ! - (?) - =
Tagebauregion Bitterfeld
Tagebau Muldenstein - (!!!) - !!! - ↓
FND „Wendeschleife Friedersdorf“ (!!!) - - - - ↓
Tagebauregion Amsdorf
Asendorfer Kippe !!! - - (?) ! ↓↓
Kippenbereich bei Wansleben !!! - !!! - - ↓↓
Tagebau Amsdorf (!) - (!) - - =
Tagebauregion Halle-Ost
Hufeisensee (!!!) - - (?) - ↓
Tagebau Bruckdorf (!!!) - - (!!!) - ↓
Tagebau Lochau - ! - (?) - ↓
Restloch Döllnitz - - - !!! - ↓
Entscheidende Ursache dafür, dass der Moorfrosch in einigen Tagebauregionen nicht nachgewiesen
wurde (z.B. Tagebauregion Geiseltal, Tagebauregion Zeitz/Weißenfels/Hohenmölsen), ist nicht der
Mangel an geeigneten Lebensräumen, sondern höchstwahrscheinlich das fehlende Vorkommen der
Art im unverritzten Umland (Besiedlungsquellen; siehe Kap. 4.1.1.2.1). In diesen Tagebauregionen ist
somit auch zukünftig nicht mit einem aktiven Einwandern des Moorfrosches zu rechnen (siehe Kap.
4.1.1.2.1). Einzige Ausnahme ist möglicherweise die Tagebauregion Amsdorf, die einerseits über
zahlreiche potenziell geeignete Laichgewässer verfügt und andererseits in dem nördlich
angrenzenden Gebiet Moorfroschvorkommen aufweist (lt. Datenspeicher des LAU), von denen aus
eine Besiedlung erfolgen könnte.
Im Südraum Leipzig und in Tagebaugebieten der Lausitz wurde der Moorfrosch nur sehr selten
nachgewiesen (FBM 1999; BLASCHKE & WIEDEMANN 1996)
5.1.6 Zielart Sphingonotus caerulans (Heuschrecken)
(Hans-Markus Oelerich)
Die beiden blauflügeligen, charakteristischen Heuschreckenarten der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sphingonotus caerulans (Blauflügelige Sandschrecke) und
Oedipoda caerulescens (Blauflügelige Ödlandschrecke) gehören nach der
Bundesartenschutzverordnung zu den in Deutschland besonders geschützten Tieren und werden
beide auf den Roten Listen der BRD bzw. Sachsen-Anhalts geführt (S. caerulans: RL BRD 2, RL LSA
2; O. caerulescens: RL BRD 3, RL LSA V). Die Blauflügelige Ödlandschrecke ist jedoch bundes- und
landesweit nicht derart gefährdet und in ihrem Auftreten nicht in dem Maße auf Tagebaubereiche
konzentriert wie Sphingonotus caerulans. Diese stark gefährdete Art zeigt bundesweit nur wenige
Konzentrationspunkte (MAAS et al. 2002), wobei neben Landstrichen (mit Truppenübungsplätzen)
südlich von Berlin, dem Rheintal südlich Mannheim und dem Verlauf der Regnitz nördlich und südlich
389

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
von Fürth vor allem die Lausitzer und die Mitteldeutsche Braunkohlenfolgelandschaft eine
herausragende Bedeutung besitzen.
Die überregionale Gefährdung sowie die Konzentration der Bestände in den Tagebaubereichen stellt
besonders die Blauflügelige Sandschrecke als bedeutende Zielart für die
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft heraus. Als eine weitere Grundvoraussetzung für eine Zielart trifft
für die Art zu, dass sie eine mittel- bis langfristige Überlebenschance in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft besitzt.
Stetigkeit auf den Untersuchungsflächen
40
20
5
0
%
GN GS KS MI
Durchschnittliche Häufigkeit (in Klassen)
auf besiedelten Flächen
4
3
2
1
0
GN GS KS MI
O. caerulescens S. caerulans
Abb. 216 Stetigkeit und Häufigkeit der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans) und der
Blauflügeligen Ödlandschrecke (Oedipoda caerulescens) in den untersuchten Tagebaubereichen.
Legende: GN = Golpa-Nord 'Bachaue' (Untersuchungsjahr 2001) 93 Untersuchungsflächen, GS = Goitsche
Sandtrockenrasen (2001) 22 UF, KS = Kayna-Süd (2000) 102 UF, IM = Mücheln-Innenkippe (2001) 102
Untersuchungsflächen. Häufigkeitsklassen: 1 = 1 Individuum, 2 = 2 - 5 Ind., 3 = 6 - 10 Ind., 4 = 11 - 20 Ind., 5 = 21 -
50 Ind. (bezogen auf 20 x 20 Meter)
Abb. 216 gibt einen Überblick über die derzeitige Bestandssituation von S. caerulans und O.
caerulescens in den Untersuchungsgebieten. Die höchsten Stetigkeiten und die höchsten
durchschnittlichen Häufigkeiten zeigt die Blauflügelige Sandschrecke (S. caerulans) gegenwärtig auf
der Mücheln-Innenkippe, gefolgt von den Beständen im ehemaligen Tagebau Kayna-Süd. Auch O.
caerulescens zeigt hier ihre größten Stetigkeiten. Im Bereich der modellierten ‚Bachaue’ im Tagebau
Golpa-Nord treten die beiden blauflügeligen Arten zwar (im Vergleich zur gewachsenen Landschaft)
noch relativ häufig auf, konnten aber nur noch auf 20 % (O. caerulescens) bzw. 15 % (S. caerulans)
der Untersuchungsflächen erfasst werden. Die Angaben für den Sandtrockenrasen in der Goitsche
sind in diesem Zusammenhang weniger aussagekräftig, da es sich nur um insgesamt 22
Untersuchungsflächen handelt. Sphingonotus caerulans tritt dort zwar nur in relativ geringen
Häufigkeiten auf, die Blauflügelige Ödlandschrecke (O. caerulescens) ist dort jedoch sicherlich
häufiger als es Abb. 216 darstellt.
Die zwei wesentlichen Faktoren, die die Bestandsentwicklung der betrachteten Heuschreckenarten
beeinflussen, sind der Wasseranstieg in den Tagebaurestlöchern und die Sukzession (bzw. der
Anstieg der Vegetationsdeckung) in den Habitaten. Da Sphingonotus caerulans vor allem Rohböden
und vegetationsarme Bereiche besiedelt, wird in Abb. 217 der aktuelle Rohbodenanteil
(Vegetationsdeckung < 10 %) an den terrestrischen Biotoptypen der Untersuchungsgebiete
herausgestellt. Aus dieser prozentualen Fläche ist in der Abbildung der Anteil ’herausgeschnitten’, der
durch den prognostizierten Wasseranstieg verloren gehen wird.
390

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Verhältnis Rohboden/andere Biotoptypen:
Golpa-Nord - Modellierungsbereich 'Bachaue'
85%
Verhältnis Rohboden/andere Biotoptypen:
Sandtrockenrasen Petersroda
88%
4%
11%
2%
10%
Verhältnis Rohboden/andere Biotoptypen:
Tagebau Kayna-Süd
87%
Verhältnis Rohboden/andere Biotoptypen:
Innenkippe Mücheln
66%
1%
12%
17%
17%
Abb. 217 Prozentualer Flächenanteil von Rohboden bzw. Rohbodenmosaiken an den terrestrischen Biotoptypen der
untersuchten Tagebaubereiche sowie voraussichtlicher Verlust von diesen Bereichen durch Wasseranstieg
Rohboden (-mosaik)
Rohboden (-mosaik), der (bzw. das) durch den zukünftigen Wasseranstieg verloren gehen wird
andere Biotoptypen
Die Untersuchungsgebiete in den Tagebauen Golpa-Nord, Goitsche und Kayna-Süd zeigen mit einem
Anteil von 12 – 15 % vegetationsarmen Habitaten bzw. Rohböden und 1 – 4 % zukünftig ’überfluteten
Rohböden’ sehr ähnlich Verhältnisse. Deutlich andere Voraussetzungen finden sich auf der Mücheln-
Innenkippe. Hier haben aktuell über einen Drittel der Biotoptypen Vegetationsdeckungen von unter
10 %, wobei jedoch die Hälfte davon durch die etwa 2010 abgeschlossene Flutung des Geiseltalsees
verloren gehen wird. Nach diesem enormen Flächenverlust im Bereich der Innenkippe sind mit
zwischen 10 % und 17 % Rohboden in den vier betrachteten Tagebaubereichen etwa gleiche
’Startbedingungen’ für die Sukzessionsentwicklung gegeben.
Natürliche Vorraussetzung für einen langfristigen Bestand von Sphingonotus caerulans auf den
vegetationsarmen Bereichen ist eine möglichst verzögerte Vegetationssukzession, die hier vor allem
durch folgende drei Faktoren bedingt wird: 1. saure Boden-pH-Werte, 2. kohlereiche Substrate,
3. steile Hangneigungen (und damit höhere geomorphologische Prozessdynamik). Da die
Sandschrecke jedoch steile Rohböden meidet, sind vor allem die Bereiche mit sauren pH-Werte
und/oder hohem Kohleanteil von Bedeutung. Im Folgenden werden die diesbezüglichen
Entwicklungsprognosen für die vier untersuchten Tagebaubereiche dargestellt.
Im Untersuchungsgebiet des Tagebaus Golpa-Nord (siehe Abb. 218) sind weder besonders saure,
noch besonders kohlehaltige Substrate vorhanden. Zudem wurde dieser Tagebaubereich im Rahmen
der Sanierung intensiv gedüngt. Es ist daher damit zu rechnen, dass die noch verbliebenen
vegetationsarmen Lebensräume in etwa 20 Jahren nicht mehr den Habitatansprüchen von
Sphingonotus caerulans entsprechen.
391

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 218 Nachweise der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans), präferierte Biotoptypen
[Rohboden(-mosaik)] sowie Flächen mit voraussichtlich verzögerter Sukzession (niedriger pH-Wert und/
hoher Kohleanteil) im Tagebau Golpa-Nord, Untersuchungsgebiet Bachaue.
Der Sandtrockenrasen bei Petersroda zeigt nur wenige zusammenhängende vegetationsarme bzw. –
freie Biotope (s. Abbildung 4). Dementsprechend ist die Stetigkeit der Sandschrecke hier relativ
gering. Auf Grund der sauren Boden-pH-Werte (siehe Abb. 219) ist jedoch damit zu rechnen, dass
dieser Zustand mittelfristig (20 - 40 Jahre) Bestand hat. Darüber hinaus behält der Sandtrockenrasen
(besonders bei gelegentlicher Mahd und Entbuschung) langfristig seine hohe Bedeutung für die
Blauflügelige Ödlandschrecke sowie für weitere gefährdete Tierarten der Trockenrasen.
392

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Abb. 219 Nachweise der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans), präferierte Biotoptypen
[Rohboden(-mosaik)] sowie Flächen mit voraussichtlich verzögerter Sukzession (niedriger pH-Wert
und/oder hoher Kohleanteil) auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda (Tagebau Goitsche).
393

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Abb. 220 Nachweise der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans), präferierte Biotoptypen
[Rohboden(-mosaik)] sowie Flächen mit voraussichtlich verzögerter Sukzession (niedriger pH-Wert
und/hoher Kohleanteil) in Mücheln-Innenkippe.
Abb. 220 stellt das Untersuchungsgebiet in Mücheln-Innenkippe nach der Flutung dar. Auf einem
relativ großen Anteil der vegetationsarmen Bereiche wird die natürliche Sukzession auf Grund
niedriger pH-Werte oder hoher Kohleanteile nur verzögert ablaufen. Daher werden hier auch für die
Sandschrecke noch über (30 - 50) Jahre geeignete Habitate zu finden sein. Da jedoch für das
zukünftige Schutzgebiet im Bereich der Innenkippe Prozessschutz als Schutzziel vorgesehen ist
(OEKOKART 2002) und damit keine Maßnahmen wie Mahd, Beweidung oder Abschieben von
Oberboden durchgeführt werden sollen, werden sich langfristig die meisten dieser Flächen (mit
Ausnahme vegetationsfreier Bereiche in Erosionsrinnen und an Steilabbrüchen) zu geschlossenen,
mehr oder weniger verbuschten Gras-Kraut-Fluren bzw. (Vor-)Wäldern entwickeln. So wird sich
Sphingonotus caerulans hier mittelfristig ’zurückziehen’ und andere dynamische Zielarten des
Prozessschutzes ihren Platz einnehmen.
Eine ähnlich Situation wie auf der Mücheln-Innenkippe zeigt sich auch im ehemaligen Tagebau
Kayna-Süd. Hier findet man im Süden des Tagebaus vegetationsarme Habitate auf Substraten, die
sowohl ’sauer’ sind, als auch hohe Kohleanteile aufweisen. Auch diese Bereiche werden noch relativ
lange geringe Vegetationsdeckungen aufweisen und damit das Auftreten von Sphingonotus caerulans
ermöglichen.
394

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Abb. 221 Nachweise der Blauflügeligen Sandschrecke (Sphingonotus caerulans), präferierte Biotoptypen
[Rohboden(-mosaik)] sowie Flächen mit voraussichtlich verzögerter Sukzession (niedriger pH-Wert
und/oder hoher Kohleanteil) im ehemaligen Tagebau Kayna-Süd.
Vermutlich wird aber auch hier in ca. 50 Jahren Sphingonotus caerulans nur noch wenig geeignete
Fläche verbleiben. Sollten langfristig in diesem Bereich Sachsen-Anhalts nicht durch weitere
(Kies-)Abbaue Ersatzlebensräume für diese stark gefährdete Heuschreckenart entstehen, so wird es
sinnvoll sein, in diesem Bereich des Tagebaus Kayna-Süd (in Zeiträumen von ca. 30 Jahren) durch
das Abschieben von Oberboden geeignete Habitate zu erhalten.
Neben den hier herausgestellten Gebieten werden folgende Braunkohlentagebaubereiche auf Grund
ihrer ausgedehnten und zum Teil kohlereichen Rohböden oder/und der aktuell und zukünftig noch
durchgeführten Abbauarbeiten eine mittel- bis langfristig hohe naturschutzfachliche Bedeutung für die
Blauflügelige Sandschrecke (und weitere faunistische und floristische Pionierarten) besitzen:
Nordraum
• Aschespülflächen des Tagebaus Golpa III (Zschornewitz)
395

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Südraum
• Tagebau Amsdorf
• Tagebau Roßbach
• Tagebau Domsen
• Quarzitkippe Profen
• Tagebau Profen
Im Rahmen eines Monitorings sollte die Populationsentwicklung der Bestände von Sphingonotus
caerulans in einigen dieser Tagebaubereiche in definierten Zeitintervallen kontrolliert werden.
5.1.7 Libellen
(Jörg Huth)
Vorbemerkungen
Innerhalb des ISABEL werden Vorkommen, Bestand und Entwicklungsprognose aller gefährdeten
Libellenarten (nach den Roten Listen Sachsen-Anhalts und Deutschlands) in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts eingeschätzt (insgesamt 27 Arten).
Nachfolgend erfolgt eine Darstellung der bisherigen und eine Prognose der perspektivischen
Entwicklung der Libellenfauna in ausgewählten Tagebaubereichen (Untersuchungsgebiete FLB;
Kayna-Süd ausführlich, übrige Untersuchungsgebiete stichpunktartig). Die Tab. 83 (Kap. 4.1.3.4.4)
stellt die aktuellen Gesamtartenlisten der Untersuchungsgebiete (FLB) und die der Ersterfassungen
(FBM und andere Quellen) im Vergleich gegenüber. In Anlage 10 finden sich die jahrweisen
Artenlisten der Einzelgewässer der Untersuchungsgebiete mit Angabe der Häufigkeitsklasse und des
Nachweisstatus sowie einer kurzen Strukturbeschreibung jedes Untersuchungsgewässers (ggf. mit
Angaben zu Habitat- und Wasserstandsveränderungen während des Untersuchungszeitraumes).
Kayna-Süd
Grundlagen
Auf der Datengrundlage vorhandener (MEYER (1996)) und der aktuellen Untersuchungen (FLB)
erfolgte ein Vergleich der Besiedlung des Südteils des Restloches Kayna-Süd durch Libellen in den
Jahren 1995 und 2000 und darauf basierend die Ableitung einer Entwicklungsprognose der
Libellenfauna des Gebietes in den nächsten Jahren. Die Intensität der Untersuchungen beider Jahre
ist hinsichtlich der Analyse von Veränderungen der Artenausstattung des Gebietes hinreichend
vergleichbar.
Die Tab. 83 (Kap. 4.1.3.4.4) stellt die Gesamtartenliste beider Untersuchungsjahre gegenüber. Beide
Bearbeiter haben die Häufigkeit der Imagines in 4 Klassen geschätzt. Konkrete Angaben zur
Bodenständigkeit der einzelnen Arten liegen für das Jahr 1995 nicht vor. Für alle aktuell (2000)
nachgewiesenen Arten ist (mit Ausnahme der Fließgewässerart Calopteryx splendens) die
Bodenständigkeit erwiesen oder wahrscheinlich. In Anlage 10 finden sich die Artenlisten der einzelnen
Untersuchungsabschnitte mit Angabe der Häufigkeitsklasse und des Nachweisstatus sowie einer
tabellarischen Strukturbeschreibung jedes Untersuchungsabschnittes.
Entwicklung habitatstruktureller Bedingungen
Gewässermorphologische Grundvoraussetzung der Entwicklung wertvoller Libellenhabitate am
Restsee Kayna-Süd ist das extrem flache Südufer (ehemaliger Spülkegel). Die dort mögliche
großflächige Entwicklung der für viele Libellenarten essentiellen Ufervegetation wird vordergründig
durch den Anstieg des Seespiegels beeinflusst [Wasserstandsentwicklung (Seespiegelhöhe) der
letzten 10 Jahre: 1989 - 93 annähernd konstanter Wasserstand um 91,3 m; 1994 - 2000 relativ
konstanter Anstieg (mit kleineren Stagnationen) von 92 m (Sommer 1995: 92,8 m) auf 94,8 m (Juni
2000); prognostizierte (perspektivische) Endspiegelhöhe bei ca. 98 m]. Die Situation des
Wasseranstiegs war zu beiden Untersuchungszeiträumen ähnlich (Anstieg um 0,5 - 1 m pro Jahr mit
396

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
zeitweiligen Stagnationen). Der Seespiegel ist in der Zeit zwischen den beiden Erfassungen um ca.
2 m gestiegen.
Der Wasseranstieg bedingte Unterschiede in der vegetationsstrukturellen Ausbildung der
Verlandungszone des Seesüdufers. Durch die Stagnation des Seespiegelanstiegs von 1989 - 93 hatte
sich am flachen Südufer ein stabiler und gutwüchsiger Röhrichtgürtel entwickelt. Der dann folgende
Wasseranstieg bis zum ersten Untersuchungszeitraum (1995) führte zu einer Ausdehnung der
Wasserröhrichte, weil sich der vorhandene Röhrichtgürtel im tiefer werdenden Wasser noch halten
konnte und sich landseitig das Schilf in den neu überfluteten Bereichen ausbreitete (insbesondere im
Bereich der Südbucht). Bis zum Untersuchungsjahr 2000 hatte sich durch den fortlaufenden
Wasseranstieg die Ausdehnung der Röhrichtbereiche wieder verringert, da sich seeseitig der
Röhrichtgürtel durch die zunehmende Wassertiefe deutlich auflichtete und schneller zurückging, als
die landseitige Ausbreitung erfolgte. Im Jahr 2000 befand sich nur noch in der Südbucht ein
gutwüchsiges kräftigeres Schilfröhricht, die übrigen Röhrichtbereiche waren licht, lückig und von
geringer Wuchshöhe.
Ein weiterer wichtiger habitatstruktureller Unterschied zwischen beiden Untersuchungsjahren ist, dass
1995 noch von der Seefläche separierte, wassergefüllte Gräben und temporäre Kleingewässer in der
Nähe des Seeufers vorhanden waren (UNRUH mündl.), die bis zum Jahr 2000 alle durch den
Wasseranstieg verschwanden.
Bisherige Entwicklung der Libellenfauna
Gesamtartenzahl und Anzahl gefährdeter Arten blieben fast unverändert, während es innerhalb des
Artenspektrums jedoch zu deutlichen Veränderungen kam:
• 8 Arten, darunter 4 Rote-Liste-Arten, konnten nicht mehr nachgewiesen werden.
• 7 Arten, darunter 3 Rote-Liste-Arten, wurden neu nachgewiesen.
Artenspektrum und Häufigkeiten der Ubiquisten und euryöken Arten zeigen erwartungsgemäß eine
hohe Übereinstimmung. Die deutliche Zunahme bzw. das Neuhinzukommen einzelner Arten (z.B.
Libellula quadrimaculata, Coenagrion puella) sind wahrscheinlich kein Ausdruck habitatstruktureller
Veränderungen, sondern dürften sich eher durch die zum Teil erheblichen jährlichen
Abundanzschwankungen einiger Arten begründen. Für diese Vermutung spricht, dass im Jahr 2000
viele Frühjahresarten (wie die beiden benannten) durch die ausgesprochen optimale Witterung von
Ende April bis Juni sehr zahlreich zum Schlupf kamen und damit viel häufiger auftraten als in anderen
Jahren.
Die für größere Bergbaurestgewässer ausgesprochen charakteristische Kleine Königslibelle (Anax
parthenope) wurde in beiden Untersuchungsjahren in hoher Abundanz festgestellt. Die mit dem
Wasseranstieg auftretenden habitatstrukturellen Veränderungen (z.B. Auflichtung des Röhrichtgürtels)
scheinen keine negativen Auswirkungen auf den Bestand zu haben.
Aus der Gruppe der Charakterarten der größeren Restgewässer mit ausgedehnten Röhrichtbereichen
wurden die beiden naturschutzfachlich wertvollen und gefährdeten Arten Kleine Mosaikjungfer
(Brachytron pratense) und Keilflecklibelle (Aeshna isosceles) neu für das Gebiet nachgewiesen. Fast
alle Beobachtungen der Imagines dieser Arten beschränken sich auf den Bereich der Südbucht mit
den derzeit gutwüchsigsten Röhrichten. Da es im Vergleich der beiden Untersuchungsjahre zur einer
flächenmäßigen Verringerung optimaler Habitate gekommen ist, kann der Neunachweis der beiden
Röhrichtarten kein Ausdruck der habitatstrukturellen Veränderungen sein. Vielmehr ist zu vermuten,
dass die guten Witterungsbedingungen des Frühjahres und Frühsommers Ursache der Neunachweise
sind, zumal von beiden Arten bekannt ist, dass sie in einem Gebiet in günstigen Jahren in großer Zahl
auftreten und in schlechten Jahren völlig fehlen können.
Die gravierendsten Veränderungen des Artenspektrums betreffen die Gruppe der Charakterarten der
Flachgewässer und Flachwasserbereiche. Fast alle Arten der Gruppe konnten im Jahr 2000 nicht
mehr nachgewiesen werden (Gattungen Lestes, Sympetrum). Das Verschwinden der Arten scheint
eindeutig das wasserstandsbedingte Verschwinden von Habitatstrukturen widerzuspiegeln. Am
gravierendsten ist dabei der flutungsbedingte Verlust der von der Seefläche separierten
wassergefüllten Gräben und Kleingewässer durch das ansteigende Wasser. Die benannten Arten
besiedeln in der Regel vegetationsreiche Flachgewässer mit schwankenden Wasserständen und z.T.
temporärer Wasserführung, die sich durch besondere Habitatbedingungen (z.B. Prädatorenarmut,
leichte Erwärmbarkeit) deutlich von den größeren Gewässern unterscheiden. Derartige Gewässer gibt
397

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
es gegenwärtig im Untersuchungsgebiet nicht mehr. Die Flachwasserzonen des südlichen Seeufers
sind hingegen stark von Prädatoren der Larven beeinträchtigt (viele Fische) und den ungünstigeren
Temperaturbedingungen durch die direkte Verbindung mit dem Seewasserkörper ausgesetzt. Als
weitere Ursache des Verschwindens der Binsenjungfern (Gattung Lestes) kommt in Frage, dass
essentielle Vegetationsstrukturen für die Eiablage (vor allem Binsen) durch den Wasseranstieg
schneller überflutet werden, als sie sich neu entwickeln können. Im Herbst 1999 waren in
Teilbereichen des Südufers noch breitere Binsensäume ausgebildet, die sich durch einen
sprunghaften Wasseranstieg bis zum Frühjahr 2000 (40 cm) im 2. Untersuchungsjahr nur noch in
kleinen Resten entwickeln konnten.
Im Jahr 2000 neu nachgewiesen wurde der stenöke Kleine Blaupfeil (Orthetrum coerulescens). Die
als thermophile Fließwasserart eingestufte Libelle (DONATH 1987) besiedelt in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft insbesondere Quellrinnsale und quellige Sumpf- und
Flachwasserbereiche. Das aktuelle Vorkommen in Kayna-Süd beschränkt sich auf einen
kleinflächigen Quellbereich am Ostende des flachen Südufers des Restsees. Vermutlich war der
Quellbereich als für die Art essentielles Reproduktionshabitat 1995 noch nicht vorhanden und ist erst
in den Jahren danach im Zusammenhang mit dem Grundwasseranstieg wieder angesprungen, womit
das Vorkommen des Kleinen Blaupfeils möglich wurde.
Bemerkenswert ist das aktuelle Vorkommen der Kleinen Pechlibelle (Ischnura pumilio) im
Untersuchungsgebiet. Bei den bisherigen Untersuchungen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
stellte sie sich als Charakterart vegetationsarmer Pionier-Kleingewässer heraus. Derartige Habitate
wurden 1995 in Kayna-Süd besiedelt. UNRUH (in MEYER 1996) beschreibt aus diesem Jahr die
Nachweise der adulten Tiere und Eiablagen für die wassergefüllten Gräben. Diese bevorzugten
Habitatstrukturen waren im Jahr 2000 durch den Seespiegelanstieg nicht mehr vorhanden. Das
reproduzierende Vorkommen der Art konnte sich jedoch erhalten, weil neue Habitate besiedelt
wurden. Adulte und frischgeschlüpfte Imagines wurden bevorzugt an vegetationsarmen
Spülwassertümpeln angetroffen, die vom eigentlichen Seeufer durch Wälle angespülten
Pflanzenmaterials abgetrennt waren. Des Weiteren wurden kleinste Tümpel in dem ufernahen
Quellbereich beflogen (siehe Kleiner Blaupfeil).
Prognose der perspektivischen Entwicklung der Libellenfauna
Für die wertbestimmende Seeart Kleine Königslibelle (Anax parthenope) ist für die nächsten Jahre
unter Berücksichtigung des bisherigen Bestandstrends keine Bestandsabnahme zu befürchten (siehe
oben). Auch langfristig könnte sich das hochabundante Vorkommen am Südufer halten, wenn im See
mesothrophe Wasserverhältnisse erhalten bleiben und sich die überregionale Verbreitungssituation
der in Europa mit südlichem Verbreitungsschwerpunkt vorkommenden Art nicht ändert.
Auch für die naturschutzfachlich wertvollen Großlibellenarten Kleine Mosaikjungfer (Brachytron
pratense) und Keilflecklibelle (Aeshna isosceles), die größere und strukturreiche Verlandungsröhrichte
bevorzugen, ist zu vermuten, dass sich der gegenwärtig geringe Bestand über die Dauer des weiteren
Wasseranstieges halten kann, wenn zumindest in Teilbereichen dichtere Röhrichte vorhanden
bleiben. Diesbezüglich sind längere Stagnationen des Wasseranstiegs wünschenswert, damit sich die
landseitig neu entstehenden Röhrichte lokal verdichten können. Nach dem Erreichen der
Endspiegelhöhe und der dann wahrscheinlich folgenden Etablierung eines dichteren und stabileren
Röhrichtgürtels könnte es zu einer positiven Bestandsentwicklung beider Arten kommen, auch wenn
die künftigen Röhrrichtsäume mit Sicherheit von geringerer Flächenausdehnung sein werden, als zum
Zeitpunkt der maximalen Flächengröße des Biotoptyps Mitte der 1990er Jahre. Langfristig ist mit dem
Hinzukommen weiterer Arten mit besonderer Bindung an gutausgebildete Uferröhrichte zu rechnen,
die nach bisherigen Erfahrungen erst in den älteren Tagebaugebieten vorkommen (z.B. Fledermaus-
Azurjungfer - Coenagrion pulchellum, Federlibelle - Platycnemis pennipes).
Für die noch 1995 im Untersuchungsgebiet vorkommenden und inzwischen offensichtlich
verschwundenen Charakterarten der Flachgewässer bestehen ohne gestaltende Maßnahmen
perspektivisch sowohl mittel- als auch langfristig nur sehr geringe Chancen der Wiederansiedlung.
Ausnahme ist die ubiquistische Art Lestes sponsa. Die vorhandene Geländemorphologie im Bereich
des künftigen Südufers lässt die Entstehung großflächiger, temporär wasserführender
Flachwasserbereiche, die von der Seewasserfläche durch Geländerücken separiert sind oder sich
landseitig einem dichten Uferröhrichtgürtel anschließen, nicht erwarten. Zur Förderung der
Flachwasser-Arten könnten nach Erreichen des Endwasserstandes in der Nähe des Ufers
grundwasserbeeinflusste Flachgewässer durch Geländemodellierung initiiert werden.
Das derzeit bekannte Reproduktionshabitat des Kleinen Blaupfeils (Orthetrum coerulescens) geht
durch den fortschreitenden Wasseranstieg verloren, womit das weitere Vorkommen der Art im Gebiet
398

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
fraglich ist. Ob ein weiterer Quellbereich in der mittleren Ostböschung derzeit besiedelt ist oder ob mit
steigendem Grundwasserspiegel neue Quellbereiche mit Habitateignung oberhalb der künftigen
Uferlinie anspringen, ist nicht bekannt, jedoch prinzipiell möglich.
Die in den Tagebaugebieten als charakteristische Pionierart auftretende Kleine Pechlibelle (Ischnura
pumilio) wird mittel- bis langfristig aus dem Gebiet verschwinden. Die gegenwärtig besiedelten
Quelltümpel werden überflutet oder zuwachsen und die Spülwassertümpel entstehen nur noch
während der Dauer des Wasseranstiegs im Bereich der gegenwärtig röhrichtfreien, mit schütteren
Land-Reitgras-Fluren bewachsenen Süduferbereiche, wo sich langfristig nach Ende des
Wasseranstiegs wahrscheinlich auch ein Röhrichtgürtel etablieren wird. In gleicher Weise wird der
Plattbauch (Libellula depressa) als weitere charakteristische Pionierart mittel- bis langfristig nicht mehr
im Gebiet vorkommen.
Der Vergleich der vorliegenden Libellenerfassungen aus den Jahren 1995 und 2000 im Südteil des
Tagebaurestloches Kayna-Süd verdeutlicht grundlegende Entwicklungstendenzen der Libellenfauna
des Gebietes. Auffälligste Veränderung ist das Verschwinden zahlreicher Arten, die für temporäre
Flachwasserbereiche charakteristisch sind, durch den wasseranstiegsbedingten Verlust der Habitate.
Demgegenüber konnten sich wertbestimmende Arten der größeren Restgewässer trotz
wasserstandsbedingter Veränderungen der essentiellen Röhrichthabitate in ihrem Bestand halten
oder neu im Gebiet etablieren.
Unter der Voraussetzung, dass sich der Anstieg des Seespiegels in den nächsten Jahren in
vergleichbarer Geschwindigkeit wie bisher fortsetzt, ist anzunehmen, dass sich das gegenwärtig
festgestellte Artenspektrum während der Zeit des Wasseranstiegs (mit Ausnahme einzelner Arten) in
den nächsten Jahren erhalten wird. Langfristig werden auf Grund der Gewässer- und
Vegetationssukzession einzelne Arten verschwinden (Pionierarten) und einige neue Arten
hinzukommen (Arten der älteren Sukzessionsstadien).
Zusammenfassend bleibt festzustellen, dass sich am Südufer des Tagebaurestsees durch die
vermutlich langfristig mesotrophen Nährstoffverhältnisse sowie die flache Ufermorphologie und
schlussfolgernd aus dem gegenwärtig vorhandenen Artenpotenzial eine charakteristische und für
einen großen Restsee artenreichen Libellenzönose langfristig erhalten kann.
Radis-Greminer Graben (Golpa-Nord)
Datengrundlagen
• FLB 2000/2001 (Untersuchung der Erstbesiedlung von zwei angelegten Weihern im ersten und
zweiten Jahr der Gewässerentwicklung)
Habitatentwicklung, Einflüsse
• Weiher 1998 angelegt, 1999 beginnende Wasserfüllung, 2000 gefüllt
• 2000 mit initialer Ufervegetation, von 2000 zu 2001 schnelle Entwicklung der Ufer- und
Wasservegetation durch neutralen pH-Wert und hohen Nährstoffeintrag aus umliegenden
Aufforstungsflächen
• naheliegende Besiedlungsquelle (Sohlengewässer des Tagebaurestloches), Populationsdruck
durch flutungsbedingten Verlust essentieller Habitatstrukturen im Restloch (Flutung ab 1999)
bisherige Entwicklung der Libellenfauna
• von 2000 zu 2001 schnelle Zunahme der Artenzahl von 11 (davon 6 Arten Reproduktion) auf 19
(davon 15 Arten Reproduktion)
• hoher naturschutzfachlicher Wert der Gewässer bereits im 2. Jahr (Reproduktion von 5 Rote-
Liste-Arten, davon Ischnura pumilio und Erythromma viridulum in großer Zahl)
Entwicklungsprognose der Libellenfauna
• in den nächsten Jahren weitere Zunahme der Artenzahl und der Zahl gefährdeter Arten und damit
Erhalt des hohen naturschutzfachlichen Wertes
• Refugiallebensraum für gefährdete Arten mit flutungsbedingten Habitatverlust im Restloch (z.B.
mögliche Ansiedlung von Lestes virens mit zunehmender Altersentwicklung der Gewässer)
399

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
• Bestandsabnahme der Pionierart Ischnura pumilio wahrscheinlich, Erhalt in geringer Abundanz an
Sonderstrukturen (Schwemmtrichter) möglich
• Etablierung der gefährdeten Blaupfeil-Arten (Orthetrum coerulescens, Orthetrum brunneum,
Nachweis revierbesetzender Männchen 2001) ist nicht zu erwarten, da essentielle
Habitatstrukturen fehlen
• langfristig wahrscheinlich Abnahme der Artenzahl und des naturschutzfachlichen Wertes durch
eutrophierungsbedingte Habitatveränderungen
Muldenstein (NSG Schlauch Burgkemnitz, Pappelsumpf)
Datengrundlagen
• FBM 1997 (5 Gewässer)
• FLB 2000/2001 (Wiederholungsuntersuchung an den fünf FBM-Gewässern sowie zwei neue
Untersuchungsbereiche)
Habitatentwicklung
• Entwicklung großflächiger Flachwasserbereiche mit sehr heterogener Vegetationsstruktur
(strukturreiche Groß- und Kleinröhrichte, kleine freie Wasserflächen, Moor- und Sumpfinitiale) in
den letzten 10 - 15 Jahren durch Grundwasseranstieg (ausgehend vom Grünen und Blauen See)
und Biberstaue im NSG Schlauch Burgkemnitz
• Wasserstand im ‘Schlauch’ korrespondiert mit dem des Grünen Sees, 1995 bis 2000 nur geringe
Schwankungen (82,8 - 83,3 m ü. NN), von 2000 zu 2001 (Untersuchungszeitraum FLB)
sprunghafter Anstieg um ca. 0,4 m, dadurch großflächige ehemals temporäre
Flachwasserbereiche bis in den Hochsommer mit dauerhafter Überflutung
• Wasserstand am Bibergraben und den angrenzenden Feuchtgebieten oberhalb des nördlichen
Biberstaus korrespondiert mit dem des Blauen Sees, sprunghafter Anstieg von 1995 zu 1996 um
ca. 0,5 m und langsamer bis 2001 um noch mal ca. 0,5 m (2000: 84,1 m ü. NN), dadurch
großflächige Vernässung ehemaliger Aufforstungen östlich des Bibergrabens und Entwicklung
ausgedehnter Binsensümpfe mit Moorinitialen
• prognostizierte Endwasserstände (2020 - 2030) sind im Einflussbereich Blauer See bereits
erreicht (84 m ü. NN), Wasser steigt noch, wahrscheinlich noch einige Dezimeter, aber nicht mehr
als 1 m, Wasserspiegel von Grünem und Blauem See werden sich wahrscheinlich in einer Höhe
einpendeln und über die Flachgewässer des Schlauches miteinander verbunden sein
(HENTSCHEL 2001)
• Pappelsumpf mit großflächigen temporären Flachgewässern und (niederschlagsabhängigen)
starken jahresperiodischen Schwankungen des Wasserstandes; offensichtlich keine
grundwasserbedingten Veränderungen des Wasserstandes in den letzten Jahren
bisherige Entwicklung der Libellenfauna
• wahrscheinlich durch großflächige Neuentstehung wertvoller Libellenhabitate (großflächige
heterogene Flachgewässer und Sumpfbereiche) Bestandszunahme fast aller Libellenarten im
Gebiet ab Ende der 80er/Anfang der 90er Jahre (nicht durch Daten belegt); gegenwärtig
artenreichstes und bei vielen Arten individuenreichstes und bedeutendstes Libellen-
Untersuchungsgebiet in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
• im Untersuchungszeitraum (1997 - 2001) viele naturschutzfachlich wertvolle Arten mit
gleichbleibend hohem Bestand (Lestes virens, Sympecma fusca, Coenagrion pullchellum,
Brachytron pratense, Aeshna isosceles), andere mit jahrweise hohem Bestand, aber mit starken
(wahrscheinlich habitat- und wasserstandsunabhängigen) Bestandsschwankungen von Jahr zu
Jahr (Lestes dryas, Coenagrion hastulatum, Sympetrum pedemontanum, Leucorrhinia dubia,
Leucorrhinia rubicunda, Leucorrhinia pectoralis)
• habitatbedingte (durch Wasseranstieg) positive Bestandsentwicklung im Untersuchungszeitraum
wahrscheinlich bei Somatochlora flavomaculata und Orthetrum coerulescens
400

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
• hohe Bedeutung der komplexen Wirkung Wildschweine + Wasseranstieg: z.B. 2000/2001
Neunachweis der Pionierarten Ischnura pumilio und Orthetrum brunneum an vegetationsarmen
wassergefüllten Wildschwein-Wühlstellen trotz des fortgeschrittenen Sukzessionsstadiums des
Gebietes; ältere Wühlstellen, die flach überflutet werden, bilden wichtige Habitatelemente (kleine
heterogene Wasserflächen, Entwicklung von Kleinröhrichten und Sumpfinitialen) für viele
naturschutzfachlich wertvolle Arten (z.B. Aeshna juncea, Somatochlora flavomaculata, Orthetrum
coerulescens, Leucorrhinia rubicunda, Leucorrhinia pectoralis)
Entwicklungsprognose der Libellenfauna
• langfristiger Erhalt der hohen naturschutzfachlichen Bedeutung des Gebietes ist sehr
wahrscheinlich, bei einigen Arten ist jedoch langfristig mit Bestandsabnahmen zu rechnen
• bei weiterem Wasseranstieg wird die Flächenausdehnung der besonders wertvollen
Flachwasserbereiche bis 0,65 m Wassertiefe bezogen auf das Gesamtgebiet abnehmen
(HENTSCHEL 2001, Berechnung nach Geländemodell, Prognosewasserstände 84,4 bis 85,0 m ü.
NN), dies trifft insbesondere für den ‘Schlauch’ westlich des Bibergrabens zu, östlich des
Bibergrabens ist eine weitere Vergrößerung der Flachwasserbereiche wahrscheinlich, damit
zunehmende Bedeutung dieser Flächen; schlussfolgernd ist die Einbeziehung der gesamten
Offenlandbereiche östlich des Bibergrabens in das NSG zwingend nötig!
• insgesamt wahrscheinlich Abnahme der Heterogenität der Flachwasserbereiche durch
Sukzession bei Einpegelung des Endwasserstandes (Verdrängung der Klein- durch
Großröhrichte, Verdichtung der Großröhrichte, Zuwachsen der kleinen Wasserflächen), damit
wahrscheinlich langfristig Bestandsabnahme der gefährdeten Arten mit besonderer Bindung an
die heterogenen Flachwasserbereiche (z.B. Aeshna juncea, Somatochlora flavomaculata,
Orthetrum coerulescens, Leucorrhinia rubicunda, Leucorrhinia pectoralis)
• Wühltätigkeit der Wildscheine bleibt wichtig für die Strukturbereicherung, ist jedoch ohne
Wasseranstieg oder schwankende Wasserstände (flache Überflutung der Wühlstellen) nicht mehr
so wirksam
• durch weiteren Wasseranstieg zunehmende Verbindung der Flachwasserbereiche im ‘Schlauch’
und am Bibergraben mit den Wasserflächen von Blauem und Grünem See, dadurch
zunehmendes Eindringen von Fischen in diese Bereiche und verstärkte Gefährdung der
fischempfindlichen Libellenarten (insbesondere von Leucorrhinia - Moosjungfern)
• wahrscheinlich langfristig Bestandsabnahme des fließwasserpräferenten Orthetrum coerulescens
(Kleiner Blaupfeil), da Bereiche mit strömendem Wasser (gegenwärtig z.B. durch Niveauausgleich
zwischen Blauem und Grünem See) nach Einpegelung des Endwassersstandes verschwinden
• langfristig Förderung und Erhalt der individuenreichen Vorkommen röhrichtpräferenter Arten (z.B.
Sympecma fusca, Coenagrion pullchellum, Brachytron pratense, Aeshna isosceles)
• besondere Bedeutung des Roten Sees für stenöke Moorarten (insbesondere Coenagrion
hastulatum, Leucorrhinia dubia, Leucorrhinia rubicunda) hängt vom weiteren Erhalt des sauren
pH-Wertes ab (nach 35 Jahren noch stark sauer, Zeitraum der zwangsläufigen Neutralisierung
unklar); bei Erreichen eines neutralen pH-Wertes Ansiedlung von Fischen und damit starke
Gefährdung des Vorkommens der benannten fischempfindlichen Arten
Goitsche
Datengrundlagen
• 1994 (ÖKOPLAN 1998, 8 Gewässer)
• FLB 2000/2001 (12 Gewässer, Wiederholungsuntersuchung an 5 Gewässern)
Habitatentwicklung
• alle größeren Gewässer sind durch flutungsbedingten Wasseranstieg beeinflusst (1999 - 2001: ca.
0,5 – 1 m pro Jahr), dadurch Verlust von flachen Sohlengewässern und Rinnsalen sowie
permanente Veränderung von Uferstrukturen und -röhrichten; nach den Untersuchungen (August
2002) Verschärfung des Wasseranstieges durch ‘Schnellflutung’ der Goitsche durch
Hochwassereinbruch der Mulde, alle Untersuchungsgewässer waren nicht durch direkte Flutung
401

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
mit Muldewasser sondern durch extrem schnellen Grundwasseranstieg betroffen, von einer
totalen Veränderung der Habitatstrukturen an den meisten Gewässern ist auszugehen
(Nachkontrolle ab 2003 wäre für eine sichere Prognose notwendig)
• Verlandung oder Austrocknung vieler Kleingewässer (Panzerfahrstrecken) durch
Nutzungsaufgabe; Neuenstehung weniger neuer durch Ansammlung von Oberflächenwasser oder
Initiierung
• Entwicklung einer reichen Wasservegetation im Lober-Leine-Kanal
bisherige Entwicklung der Libellenfauna
• naturraumbedingt hohe Artenzahl, 2000/01 höher als 1994 (Ursache: größerer
Untersuchungsaufwand, bei einzelnen Arten möglicherweise auch durch Altersentwicklung der
Gewässer, z.B. Neunachweis von Lestes virens und Coenagrion hastulatum am Weiher
‘Rehtränke’ - Go 9 in beiden Jahren 2000/01 trotz des schnellen Wasseranstieges)
• viele Arten (insbesondere die naturraumspezifischen, gefährdeten Arten) nur mit sporadischen
Einzelnachweisen oder Vorkommen an einzelnen Gewässern
• z.T. Abnahme der Artenzahl an in Flutung befindlichen Gewässern durch Verlust von
Habitatstrukturen
• Pionierart Ischnura pumilio (Kleine Pechlibelle) nutzt vegetationsarme Ufer der in Flutung
befindlichen Seen zu Reproduktion (möglicherweise als Ersatz für den Verlust vegetationsarmer
Pionier-Kleinstgewässer)
• Erhalt der Bedeutung des Lober-Leine-Kanals für Fließgewässerarten (Calopteryx splendens,
Sympetrum pedemontanum)
Entwicklungsprognose der Libellenfauna
• mit der Flutung entstanden im Gebiet viele (überwiegend große) Seen; die sehr großen
Restlochseen (Großer Goitschesee, Seelhauser See) sind und bleiben für Libellen
naturschutzfachlich von geringer Bedeutung
• eine hohe Bedeutung können die kleinen separierten Seen nach Einpegelung des Wasserstandes
und zunehmender Altersentwicklung erlangen z.B. See ‘Rehtränke’ - Go 2 (nach neuer Kreiskarte
1:50.000 Landkreis Bitterfeld ‘Zöcheritzer See’), das gegenwärtige Artenspektrum deutet bereits
darauf hin
• viele mittlere Seen (z.B. Holzweißig-Ost, Paupitzscher See) verloren durch den Wasseranstieg
großflächig wertvolle Habitatstrukturen (z.B. Flachufer), können aber durch besondere
hydrochemische Bedingungen ein hohes Entwicklungspotenzial für Libellen haben (z.B.
gegenwärtig saurer pH-Wert am Paupitzscher See und am Neuhäuser See)
• starke Gefährdung des Artenpotenzials der kleinen und mittleren Seen durch Gewässerverbund
(vorliegende Planung, siehe neue Kreiskarte), dadurch Angleichung der hydrochemischen
Gewässerbedingungen (schnelle Neutralisierung der im Hinblick auf Libellen wertvollen saueren
Seen), Eintrag von Fischen als Fressfeinde, Erhöhung des Störpotenzials durch touristische
Nutzung (Wassersport); Schlussfolgerung: Ein Gewässerverbund in der Goitsche über die bisher
separierten kleinen und mittleren Seen im Südwesten ist aus naturschutzfachlicher Sicht
unbedingt zu vermeiden!
• Weiher, ausgedehnte Flachgewässer und Gewässer mit Moor- und Sumpfinitialen als
wertbestimmende Gewässertypen sind gegenwärtig ausgesprochen selten und entstehen auch
nicht neu (die kleinflächige Neuentstehung durch grundwasserbedingte Gebietsvernässung ist
z.Z. nicht abzusehen), deshalb geringe gegenwärtige und perspektivische Bedeutung der
Goitsche für naturraumspezifische Arten (z.B. Leucorrhinia spec., Coenagrion hastulatum, Aeshna
juncea); am bedeutendsten ist der Weiher ‘Rehtränke’ (Go 9) mit dem einzigen bekannten
Vorkommen der Moorarten Lestes virens und Coenagrion hastulatum im Gebiet; das Vorkommen
beider Arten ist durch wasseranstiegsbedingte Habitatveränderung oder durch Gewässerverbund
(siehe oben) gefährdet
402

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
• die bekannten Reproduktionshabitate von Orthetrum coerulescens (Kleiner Blaupfeil) gehen
mittel- und langfristig durch Flutung oder Sukzession verloren, die wahrscheinlich ehemals hohe
Bedeutung der Goitsche für die Art (1994 Nachweis an sechs Gewässern) erlischt damit
• weiterer Erhalt der Bedeutung des Lober-Leine-Kanals für spezifische Fließgewässerarten ist bei
extensiver Bewirtschaftung (abschnittweise, maximal halbseitige Beräumung) und Minimierung
der Abwasserbelastung sehr wahrscheinlich
Amsdorf (NSG Asendorfer Kippe, Kippe Stedten)
Datengrundlagen
• FBM 1996/1998 (12 Gewässer)
• FLB 2001 (Wiederholungsuntersuchung an 9 Gewässern)
Habitatentwicklung
• im Gebiet ausschließlich oberflächenwasserabhängige Kippengewässer bis Weihergröße, die
meisten mit +/- konstantem Wasserstand; alle Gewässer bleiben auch langfristig
flutungsunbeeinflusst
• Wasseranstieg nur an einem Gewässer (As 5), dadurch Entwicklung von einem röhrichtbedeckten
Flachgewässer zu einem größeren Weiher
• an zwei Gewässern (niederschlagsbedingte?) Abnahme des Wasserstandes und dadurch
deutliche Reduzierung von Flachwasserbereichen (As 3, St 1)
• die meisten kleineren Gewässer mit starker Tendenz zu Eutrophierung und Verlandung
(Zuwachsen mit Großröhricht)
• Wasserführung des Quellbereiches im NSG Asendorfer Kippe ist niederschlagsabhängig, 2001
mit permanenter Wasserführung im Sommer
bisherige Entwicklung der Libellenfauna (1996 - 2001)
• deutliche Abnahme der Artenzahl und der naturschutzfachlichen Bedeutung der Gewässer mit
gesunkenem Wasserstand (As 3, St 1) durch Verlust von temporären Flachwasserbereichen;
dadurch mehrere spezifische Arten der vegetationsreichen Flachwasserbereiche 2001 ohne
neuen Nachweis im Gebiet, somit Abnahme der Gesamtartenzahl des Untersuchungsgebietes
• deutliche Erhöhung von Artenzahl und Individuenzahlen am weiherartigen Gewässer As 5 durch
wasseranstiegsbedingte Habitatverbesserung (siehe Anlage 10)
• sporadische Einzelnachweise der Moorarten Leucorrhinia dubia und Leucorrhinia pectoralis
(Kleine und Große Moosjungfer) konnten in Folgejahren an ihren Nachweisorten nicht bestätigt
werden
• 2001 Neunachweis des in Vorjahren in der Region fehlenden stark gefährdeten Orthetrum
coerulescens (Kleiner Blaupfeil) durch langzeitliche Sommerwasserführung des salzbeeinflussten
Quellbereiches im NSG Asendorfer Kippe
Entwicklungsprognose der Libellenfauna
• insgesamt wird die gegenwärtig hohe Bedeutung der Gewässer der Asendorfer Kippe und der
Kippe bei Stedten durch Sukzession und Nutzung abnehmen
• alle kleinen und flachen Kippengewässer werden durch Eutrophierung und Sukzession
(Zuwachsen mit Großröhricht, Gewässertrübung) langfristig ihre naturschutzfachliche Bedeutung
für gefährdete Libellenarten verlieren, bedeutend bleiben wahrscheinlich nur die größeren und
tiefern Weiher (As 2, As 5, St 3, St 6, siehe Anlage 10)
• die größeren Kippengewässer bei Stedten (St 3, St 6) wurden durch künstlichen Fischbesatz
beeinträchtigt (starke Angelnutzung), eine negative Wirkung auf die Libellenfauna in den nächsten
Jahren ist wahrscheinlich
403

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
• ein dauerhaftes Reproduktionsvorkommen von Leucorrhinia dubia und Leucorrhinia pectoralis im
Gebiet ist trotz geeigneter Habitatbedingungen an Einzelgewässern unwahrscheinlich, Ursache ist
vermutlich das Fehlen von reproduzierenden Spendervorkommen im Umland
• dauerhaftes Reproduktionsvorkommen von Orthetrum coerulescens ist (mit Ausfall in
niederschlagsarmen Jahren) möglich, da der besiedelte Quellbereich durch Wildschweine und
Salzgehalt offen gehalten wird und somit nicht durch Sukzession (Großröhricht, Gehölze)
gefährdet ist
Mücheln-Innenkippe
Datengrundlagen
• FBM 1996 (10 Gewässer)
• FLB 2001 (11 Gewässer, Wiederholungsuntersuchung an 6 Gewässern)
Habitatentwicklung
• die meisten Gewässer ohne oder mit nur geringen Habitatveränderungen, andere durch
Sanierung oder Sukzession verschwunden oder völlig verändert (vgl. Gewässerbeschreibungen,
Anlage 10)
• noch keine Beeinflussung der Gewässer durch Flutung, Sohlengewässer mit konstantem
Wasserstand durch Wasserhaltung
bisherige Entwicklung der Libellenfauna (1996 - 2001)
• insgesamt nur wenige Veränderungen, gleichbleibende Artenzahl
• 2000/01 Neunachweis einzelner Arten mit Bindung an ältere Sukzessionsstadien, möglicherweise
auf Grund der Altersentwicklung der Gewässer (Lestes virens, Brachytron pratense, Cordulia
aenea), desweiteren Neunachweise seltener, faunistisch bedeutender Arten mit sporadischen
Vorkommen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (Lestes barbarus,
Aeshna affinis)
• Abnahme der Nachweisorte von Aeshna isosceles (Keilflecklibelle) ohne offensichtliche
Veränderungen der Habitatbedingungen
• Neunachweis eines bedeutenden Reproduktionshabitats (offener Quellbereich) von Orthetrum
coerulescens an der Nordböschung der Innenkippe (Entwicklung des Standortes unklar, da 1996
noch nicht bekannt!)
• völliger Verlust der Habitatfunktion von untersuchten initiierten Böschungskleinstgewässern (Mü 9)
durch Verlandung (Zuwachsen mit dichtem Röhricht) innerhalb von fünf Jahren; an diesem
Standort Habitatverlust für die Pionierart Ischnura pumilio, aber Neunachweis der Art an anderen
Pionierhabitaten (Mü 11, Mü 12)
Entwicklungsprognose der Libellenfauna
• perspektivisch völlige Veränderung der Habitatbedingungen für Libellen durch Flutung des
Geiseltalsees
• alle gegenwärtig vorhandenen Habitate mit besonderer naturschutzfachlicher Bedeutung für
Libellen verschwinden bis zum Erreichen des Endwasserstandes durch Überflutung
(bedeutendste Verluste: großer Weiher [Mü 1] am Nordwestrand der ehemaligen Aschefläche
sowie der Quellbereich an der Nordböschung der Innenkippe), damit starke Gefährdung
(wahrscheinlich Verlust) der Artvorkommen von Lestes virens, Lestes barbarus, Aeshna affinis
und Orthetrum coerulescens
• die Neuentstehung bedeutender Libellenhabitate im Bereich Innenkippe ist bei einem
prognostizierten Endwasserspiegel von 98 m ü. NN möglich (strukturreiche Uferlinie der
perspektivischen Innenkippen(halb)insel; zahlreiche flache und windgeschützte Buchten mit
hohem Entwicklungspotenzial für Uferröhrichte, Schwimm- und Tauchvegetation; ein separierter
kleinerer Seeteil im Westen der Innenkippe; vereinzelt separierte Flachgewässer im Bereich der
404

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
westlichen Bandanlagenkippe durch Vernässung), damit möglicher Erhalt der bedeutenden
Vorkommen von Sympecma fusca, Erythromma viridulum, Aeshna isosceles und Anax
parthenope und (Wieder-)Ansiedlung weiterer gefährdeter Arten
• wahrscheinlich Förderung der Pionierart Ischnura pumilio während der Flutung an
vegetationsarmen Seeufern (analog zu anderen in Flutung befindlichen Seen), danach
Bestandsrückgang durch Sukzession der Habitate
405

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.2 Grundlagen für eine langfristige Überwachung der Entwicklungsprozesse
in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
(Naturschutzfachliches Monitoring mit Schwerpunkt im
Sanierungstagebau)
5.2.1 Stadien und Phasen der Landschaftsentwicklung in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
(Wolfgang Besch-Frotscher)
Die Bergbaulandschaften - darunter sind sowohl die direkt als auch die indirekt von der bergbaulichen
Tätigkeit beeinflussten Räume zu verstehen – durchlaufen vom Zeitpunkt der vorbergbaulichen
Landschaft bis zu einem auf den Landschaftshaushalt bezogenen „stabilen Endzustand“ mehrere
Entwicklungsstadien und –phasen. Je nach gebietskonkreter Situation können diese
Entwicklungsstadien/-phasen hinsichtlich Dauer, Dynamik, Komplexität und Ausdehnung sehr
verschieden ausgeprägt sein. Nicht für jedes Gebiet sind beispielsweise alle Entwicklungsstadien von
Bedeutung. So spielt für viele Halden (insbesondere Außenhalden) der Flutungsprozess in den
Tagebaurestlöchern keine bzw. nur eine untergeordnete Rolle. Weiterhin sind verschiedene
Sukzessionsareale nicht oder nicht von allen Sanierungs- und Rekultivierungsmaßnahmen betroffen.
Schließlich ist zu beachten, dass sich die einzelnen Entwicklungsstadien und –phasen zeitlich und
räumlich überlagern können.
In Tab. 171 werden die Untersuchungsgebiete (Tagebaue) zusammenfassend den grundlegenden
Stadien und Phasen der Landschaftsentwicklung des Braunkohlenbergbaus zugeordnet.
Aufbauend auf dem Wissen zur bergbaulichen Entstehung, zu den Boden- und Substratverhältnissen,
zu den hydrologischen Bedingungen und zu den naturräumlichen Gegebenheiten insgesamt sollen die
Untersuchungsgebiete nachfolgend in ihren wesentlichen noch zu erwartenden landschaftlichen
Entwicklungsrichtungen charakterisiert werden.
Mücheln-Innenkippe (Tagebau Mücheln)
Der Innenkippenkomplex im Tagebau Mücheln wurde bis in die 60er Jahre des vergangenen
Jahrhunderts geschaffen. Er besteht aus einer Vielzahl verschiedener sanierter und unsanierter
Flächen- und Relieftypen (u.a. abgeflachte Böschungen mit Ansaaten, Aufforstungsflächen,
ehemalige Trassen, unsanierte Kipprippenkomplexe, Spülflächen). Entsprechend weist das Gebiet
eine hohe Biotopvielfalt und –komplexität auf. Die Sanierungsmaßnahmen sind bis auf Restarbeiten
2003 (z.B. im Bereich der ehemaligen Wasserhaltung) abgeschlossen. Mit der 2002/03 begonnen und
etwa 6 bis 8 Jahre andauernden Flutung wird das Gebiet zukünftig den Charakter einer Halbinsel mit
zahlreichen Buchten, mehreren vorgelagerten Flachwasserbereichen und Inseln/Inselgruppen
unterschiedlichster Form und Größe erhalten. Mit der Entwicklung ausgedehnter Schilf- und
Röhrichtflächen vor allem in ruhigen Lagen ist zu rechnen. Die relativ großen Sukzessionsflächen
werden sich ungestört entwickeln können. Im Bereich der Kipprippen und in den Uferzonen werden
langfristig geomorphodynamische Prozesse wirksam bleiben, wobei tendenziell eine Abnahme an
Intensität und Ausdehnung eintreten wird. Wenige Teilflächen im Bereich der Kipprippenkomplexe
werden über längere Zeiträume als Rohbodenareale (insbesondere tertiär-bindige Substrate) Bestand
haben. Die Bodenentwicklung ist insgesamt noch nicht sehr weit fortgeschritten. In den nächsten
Jahrzehnten wird sich überwiegend eine Entwicklung von Kipp-Rohböden (Lockersyrosemen) zu
flachgründigen Kipp-Böden (Regosolen bzw. Pararendzinen) ereignen. Ansteigen werden in den
Uferzonen und grundwasserbeeinflussten Bereichen die Entwicklungen zu sekundären
semiterrestrischen Böden (Gleye).
Es wird zu einer flutungsbedingten Änderung des Mikro- und Geländeklimas insbesondere in den
ufernahen Bereichen kommen (zunehmende Luftfeuchtigkeit und Temperaturausgleich).
Mücheln-Innenkippe wird auf Grund der genannten Bedingungen auch langfristig ein sehr wertvoller
Lebensraum für zahlreiche Pflanzen- und Tierarten sein, einschließlich geschützter und gefährdeter
Arten.
406

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Tab. 171 Grundlegende Stadien und Phasen der Landschaftsentwicklung in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (BFL) und Zuordnung der Untersuchungsgebiete
Einordnung der Untersuchungsgebiete
Landschaftliches
Entwicklungsstadium
Landschaftliche
Entwicklungsphase
Grundlegende landschaftliche Zustände und
Auswirkungen
Ausgewählte Bildbeispiele
beginnend etwa 1907/08
Innenkippe Mücheln
Halde Klobikau
Halde Pfännerhall
Halde Blösien
Kayna-Süd
Golpa-Nord
STR Petersroda
Halde 1035
Bärenhofinsel
Tagesanlagen IIa
Waldlandschaft (WL)
Auenlandschaft (AU)
Ackerlandschaft (AL)
Siedlungen (SL)
AL
SL
AL
AL
AL
AL
WL
AL
AL
SL
WL
WL
AU*
WL
AU*
Vorbergbauliches
Entwicklungsstadium
Bergbauliches
Entwicklungsstadium
**
Aufschlussphase
Absenkung des Grundwasserspiegels;
ggf. Kappung und Verlegung der Vorfluter;
Zerstörung der Vegetationsdecke;
Abraumgewinnung und Verkippung (Innenkippen,
Aussenhalden)
beginnend etwa 1948
beginnend etwa 1957
beginnend etwa 1949
von den Maßnahmen vollständig bzw. überwiegend betroffen von den Maßnahmen teilweise bzw. vereinzelt betroffen
407

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
noch Tab. 171 Grundlegende Stadien und Phasen der Landschaftsentwicklung in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (BFL) und Zuordnung der Untersuchungsgebiete
Einordnung der Untersuchungsgebiete
Landschaftliches
Entwicklungsstadium
Landschaftliche
Entwicklungsphase
Grundlegende landschaftliche Zustände und
Auswirkungen
Ausgewählte Bildbeispiele
Gewinnungs- und
Betriebsphase
Vergrößerung des
Grundwasserabsenkungstrichters;
Zunahme der Flächendevastierung;
Zunahme des Massendefizits (Entstehung großer
Hohlformen);
Zunahme der Auswirkungen auf das Umfeld;
Entstehung von Innenkippen und Halden;
Enstehung von Restlöchern und
Böschungssystemen
Inseln - Flutung bis
2005 (veränderte
Situation durch
Hochwasser 2002)
Verkippung bis etwa 1967
Verkippung 1905 bis 1964
Verkippung 1911 bis 1960
Verkippung ca. 1927 bis 1935
Verkippung/Verspülung
1967/1970-78
Kippeneinschnitt 1995 bis
1998
Verkippung 1970 bis 1980
Verkippung 1961
Innenkippe Mücheln
Halde Klobikau
Halde Pfännerhall
Halde Blösien
Kayna-Süd
Golpa-Nord
STR Petersroda
Halde 1035
Bärenhofinsel
Tagesanlagen IIa
Böschungsabflachung
Massenanstützung
Planierung
Bergbauliches
Entwicklungsstadium
**
Rekultivierungs- und
Sanierungsphase
Melioration
Düngung
Ansaat
Aufforstung
Flutung 2002 bis ca.
2008
grundwasserfern
grundwasserfern
grundwasserfern
bis ca. 2011
Grundwasseranstieg
Flutung 1998 bis
2001
ggf. hoher
Grundwasserstand
Grundwasseranstieg
Flutung
Vorflutanbindung
von den Maßnahmen vollständig bzw. überwiegend betroffen von den Maßnahmen teilweise bzw. vereinzelt betroffen
408

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
noch Tab. 171 Grundlegende Stadien und Phasen der Landschaftsentwicklung in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (BFL) und Zuordnung der Untersuchungsgebiete
Einordnung der Untersuchungsgebiete
Landschaftliches
Entwicklungsstadium
Landschaftliche
Entwicklungsphase
Grundlegende landschaftliche Zustände und
Auswirkungen
Ausgewählte Bildbeispiele
frühe (junge)
Entwicklung /
Sukzession
(etwa bis 5 Jahre)
Initialprozesse
häufig starke Morphodynamik;
beginnende Bodenentwicklung;
instabile hydrologische / limnologische
Verhältnisse;
Dominanz von Pionierarten auf
Sukzessionsflächen
gilt insbesondere für die Böschungsbereiche;
im Bereich der Auewaldrestflächen Reaktivierung naturnaher Prozesse
Innenkippe Mücheln
Halde Klobikau
Halde Pfännerhall
Halde Blösien
Kayna-Süd
Golpa-Nord
STR Petersroda
Halde 1035
Bärenhofinsel
Tagesanlagen IIa
Nachbergbauliches
Entwicklungsstadium
(BFL)
andauernde
Entwicklung /
Sukession
(etwa 5 bis 50/100
Jahre)
Etablierungs- und
Entwicklungsprozesse
fortgeschrittene
Entwicklung /
Sukzession
(ab 50/100 Jahre)
Stabilisierungs- und
Gleichgewichtsprozesse
nachlassende geomorphologische Prozessdynamik;
deutliche bodenbildende Prozesse (z. B.
Humusbildung, Verlagungsprozesse, Entwicklung
Bodenwasserhaushalt);
Stabilisierung Wasserhaushalt (Abschluß Flutung,
limnologische Entwicklungsprozesse);
Herausbildung von Pflanzen- und
Tiergemeinschaften (Biotopentwicklung) mit
hoher Artenvielfalt und Besiedlungsdynamik
meist geringe Morphodynamik (insbesondere an
Ufern und an vereinzelten Bereichen);
Fortsetzung bodenbildender Prozesse und
Herausbildung von Bodenhorizonten;
Einstellung stabiler hydrologischer und
limnologischer Verhältnisse;
Etablierung stabiler Populationen bei verringerter
Artenvielfalt und Entwicklungsdynamik
Entwicklungsstadien/-phasen durchlaufen (überwiegend durchlaufen) - schematisch Entwicklungsstadien/-phasen noch zu durchlaufen - schematisch
409

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Halde Klobikau (Tagebau Mücheln)
Die Halde Klobikau ist in den Jahren 1905 bis 1964 aufgeschüttet, mit kulturfähigen Substraten
überdeckt und zu großen Teilen aufgeforstet worden. Größere Offenlandbereiche aus dichten
Grasfluren und Gebüschstrukturen befinden sich im östlichen Haldenbereich (ehemals militärische
Nutzung). Die Halde ragt bis zu 70 m über die gewachsene Erdoberfläche heraus. Etwa in den Jahren
1998 bis 2002 fanden an den östlichen und südlichen Böschungsbereichen noch umfangreiche
Sanierungsarbeiten statt (insbesondere Abflachungen). In diesen Bereichen sind für relativ kurze
Zeiträume erosive Prozesse möglich. Ansonsten finden nur noch untergeordnet morphodynamische
Prozesse statt. Die Halde ist, bezogen auf den zukünftigen Geiseltalsee, grundwasserfern, die Böden
weisen i.d.R. keine Staunässeerscheinungen auf. Es überwiegen sehr heterogene quartäre
Ausgangssubstrate für die Bodenbildung (Geschiebemergel, Löß). Immer wieder befinden sich auch
tertiäre Sande und Kiese mit tonigen und kohlehaltigen Beimengungen in der bodenbildenden Zone.
Unter Wald haben sich vorherrschend Pararendzinen und Regosole mit Humusmächtigkeiten
zwischen 5 - 10 cm bis z.T. 30 - 40 cm entwickelt.
Langfristig wird die Halde als Waldkomplex mit mehreren steppenartigen Offenlandbereichen
bestehen bleiben, wobei schrittweise durch forstliche und landschaftspflegerische Maßnahmen ein
Waldumbau unter Zurückdrängung der Robinien-Pappelforste hin zu landschaftstypischen
Waldbeständen erfolgen sollte.
Das großflächige, unzerschnittene und zukünftig weitgehend ungestörte Haldenareal stellt einen der
bedeutendsten Wald-Biotopkomplexe und walddominierten Lebensraum in der umgebenden Agrarsowie
Tagebaulandschaft dar.
Halde Pfännerhall (Tagebau Mücheln)
In den Jahren 1911 bis 1960 ist die Halde Pfännerhall bis 40 - 50 m Höhe aufgeschüttet und
anschließend in den Böschungs- und Plateaubereichen aufgeforstet worden. Von entsprechenden
Meliorationsmaßnahmen ist auszugehen. Die gesamte Halde befindet sich auf gewachsenem und
grundwasserfernen Gelände. Sie wird auch von der Flutung im Tagebau Mücheln nicht beeinflusst
werden. In den steilen Böschungsbreichen treten auf Grund des dichten Bewuchses nur lokal
linienhafte Erosionsprozesse z. B. bei Starkniederschlägen ein. Auf den überwiegend
carbonathaltigen, oft kohlehaltigen und kiesführenden Lehmen, Schluffen sowie Sanden haben sich
bei bereits fortgeschrittener Humusakkumulation dominierend Pararendzinen entwickelt. Die damit
verbunden Bodenbildungsprozesse werden sich fortsetzen.
Durch gezielten Waldumbau kann zukünftig insbesondere der Biotop- und Lebensraumwert dieser
„Waldlandschaft“ erhöht werden und die Halde eine wichtige Funktion im großräumigen
Biotopverbund übernehmen. (Allerdings wird dies durch die südlich angrenzenden Siedlungsflächen
und Trassen nur eingeschränkt möglich sein.)
Halde Blösien (Tagebau Mücheln)
Die Außenhalde Blösien ragt bis zu 60 m über das gewachsene Gelände und ist etwa zwischen 1927
bis 1935 entstanden. Offensichtlich wurden nur bereichsweise Sanierungs- Meliorations- und
Aufforstungsmaßnahmen durchgeführt. Die waldähnlichen Strukturen konnten sich im Zuge einer fast
70jährigen Sukzessionsentwicklung herausbilden. Stellenweise sind noch unsanierte, kulturfeindliche
und unbewachsene Haldenareale anzutreffen, die eine hohe Morphodynamik aufweisen. Die
Reliefstrukturen sind z.B. im Vergleich zur Halde Pfännerhall heterogen und abwechslungsreich (u.a.
Steilböschungen, unsanierte Kipprippenbereiche, unterschiedliche Plateaulagen). Die gesamte Halde
ist grundwasserfern. Die Flutung des Tagebaurestloches Mücheln hat keine direkten Auswirkungen
auf die Halde Blösien. Vor allem die dem zukünftigen Restsee zugewandten Haldenbereiche könnten
allerdings lokalklimatisch eine etwas erhöhte Luftfeuchtigkeit und einen evtl. leicht erhöhten Anstieg
an Nebelereignissen aufweisen. Die verkippten Substrate bestehen überwiegend aus
Kippcarbonatlehm, der teilweise kiesführend ist (Geschiebemergelsubstrate). Kohlige Anteile
kommen, zumindest in Oberflächennähe, kaum vor Die relativ langen Liegezeiten haben bereits zu
einer deutlichen Bodenbildung geführt (absolut dominierend Pararendzinen).
Die Halde Blösien befindet sich in einem weit fortgeschrittenen Sukzessionsstadium (Wald, Vorwald)
mit kleinflächig „eingestreuten“ Offenlandbereichen (Grasfluren und Rohbodenflächen). Sie bietet
damit schon über mehrere Jahrzehnte einen „inselartigen“ Lebens-(Rückzugs-)raum in der sie
umgebenden Agrar-, Siedlungs- und Tagebaulandschaft (beispielsweise für verschiedene
Vogelarten). In der weiteren Entwicklung wird die Halde ihre Bedeutung als wichtiger Trittstein im
regionalen Biotopverbund behalten.
410

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Südspitze Kayna-Süd (Tagebau Kayna-Süd)
Sehr komplexe, heterogene und kleinflächig wechselnde Standortverhältnisse kennzeichnen das
Untersuchungsgebiet in Kayna-Süd. Dies drückt sich insbesondere durch vielfältige Reliefstrukturen,
rezent vorhandene morphodynamische Prozesse, einen häufig sehr kleinräumig auftretenden
Wechsel der Boden- und Substratverhältnisse (horizontal und vertikal) genauso aus wie durch eine
hohe Biotopvielfalt (viele Biotopkomplexe) und ein entsprechend hohes Tier- und
Pflanzenartenaufkommen.
Der Tagebau Kayna-Süd befand sich von 1948 bis 1972 in Betrieb. Die Verkippungen im Westen
(Innenkippe) und im Süden waren 1967 abgeschlossen. Bis etwa 1978 erfolgte vor allem in den
östlichen Böschungsbereichen die Einspülung von Abraummassen. Die Sanierungsmaßnahmen in
den oberen Böschungsbereichen (Abflachungen und Ansaaten) fanden vorwiegend 1994/95 statt. Der
derzeitige Wasserstand von ca. + 96 m ü. NN wird sich in den kommenden Jahren durch natürlichen
Grundwasseranstieg noch um 2 m auf den Endwasserspiegel von + 98 m ü. NN erhöhen.
Die geomorphologische Formenvielfalt wird auch in der zukünftigen
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft bestehen bleiben. Ebenso wird die Morphodynamik in Form von
Uferbildungsprozessen, linearen und flächenhaften Erosions- sowie Akkumulationsprozessen vor
allem im Bereich der kaum bzw. gering bewachsenen Kipprippen- und Böschungsbereiche weiterhin
wirken. Auf den etwa zu zwei Dritteln im Gebiet verbreiteten carbonathaltigen Substraten, die
überwiegend aus kiesführendem Lehm (aus Geschiebemergel) bestehen, sind schon deutliche
Humusakkumulationshorizonte mit bis zu 5 cm Mächtigkeit ausgebildet. Die Bodenentwicklung hat
dabei das Stadium flachgründiger Pararendzinen mit günstigen Bodeneigenschaften erreicht. Auf den
carbonatfreien, vorherrschend kies- und mehr oder weniger kohleführenden (tertiären) Sanden ist die
Bodenentwicklung (u.a. Humusbildung) verzögert bzw. hat vereinzelt noch nicht eingesetzt. Dort
herrschen Rohbodenstadien (Lockersyroseme) vor. In einem schmalen Streifen des zukünftigen Ufers
werden Staunässeerscheinungen zu Vergleyungsprozessen führen. Allerdings wird der überwiegende
Teil des terrestrischen Untersuchungsgebietes durch grundwasserferne Standorte bestimmt sein. Die
Bodenentwicklung wird noch über Jahrzehnte sehr heterogen verlaufen (zeitlich und räumlich).
Für den südlichen Teil des Tagebaus Kayna-Süd wird die naturschutzfachlich wertvolle Biotopvielfalt
mittelfristig erhalten bleiben. Sie ist gekennzeichnet durch die kleinräumige Verzahnung bzw. das
Nebeneinander von beispielsweise unbewachsenen Rohbodenstandorten, Grasfluren,
Röhrichtbeständen, Wasserflächen und Vorwäldern. Entsprechend ist in den nächsten
Jahren/Jahrzehnten von einer hohen Lebensraumvielfalt und günstigen Lebensraumbedingungen für
zahlreiche Pflanzen- und Tierarten auszugehen.
Langfristig wird sich eine großflächige Entwicklung zu Vorwäldern/Wäldern, durchsetzt mit kleineren
Offenlandstandorten (Grasfluren und vegetationsarmen/-freie Rohbodenstandorte) sowie einer mehr
oder weniger geschlossenen Röhrichtzone in den Uferbereichen vollziehen.
Sandtrockenrasen Petersroda (Tagebau Goitsche)
Die Entstehung der ebenen Kippenfläche erfolgte im Zeitraum von etwa 1970 bis 1980. Die
untersuchten Flächen sind unmelioriert und wurden nicht bepflanzt. Bis in die 90er Jahre fand eine
militärische Nutzung der Flächen statt. Auf den vorherrschend carbonatfreien, kiesigen und teilweise
kohlehaltigen Sanden (auf über 90 % des Areals) haben sich bei überwiegend saurem Milieu
Sandtrockenrasen, schüttere Grasfluren und vereinzelte Gehölze (u.a. Kiefer) durch natürliche
Sukzession etabliert. Die Pflanzendecke ist nicht geschlossen, es treten immer wieder
vegetationsarme bis –freie Rohbodenflächen auf. Die Bodenentwicklung befindet sich in einem
Übergangsstadium vom Lockersyrosem (< 2 cm mächtige und noch lückiger Humusakkumulation)
zum Regosol (Humusakkumulationshorizont > 2 cm). Bis auf wenige Stellen mit einer Lehmdecke
versickert das Wasser rasch, und es treten keine Staunässeerscheinungen auf. Geomorphologische
Prozesse finden insbesondere in Form von Deflation (Winderosion) statt. Bei Starkregen kann es auch
zu Substratverspülungen kommen.
Mittelfristig werden sich im weiteren Untersuchungsgebiet die Grundwasserverhältnisse neu einstellen
(etwa bis 2015/20). Dabei können stellenweise Grundwasserflurabstände um 2 m unter Flur auftreten.
Ob dies Auswirkungen auf die Bodenbildung oder sogar Pflanzendecke hat, kann nicht mit Sicherheit
vorausgesagt werden. Vielmehr ist davon auszugehen, dass die derzeit ablaufenden Sukzessionsund
Besiedlungsprozesse in ihrer Art und Geschwindigkeit auch mittel- bis langfristig bestehen
bleiben. Damit behält die Kippenfläche auch zukünftig ihre hohe naturschutzfachliche Bedeutung als
411

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Offenlandbiotop und als Lebensraum für trockenheits- und wärmeliebende, schwach saure und
sandige Substrate bevorzugende Arten.
Auf Grund der bereits mehr als 10 Jahre laufenden Untersuchungen ist das Gebiet besonders gut als
wissenschaftliche Dauerbeobachtungsfläche für langsam ablaufende Sukzessionsprozesse auf z.T.
extremen Standorten in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft geeignet.
Halde 10/35 (Tagebau Goitsche)
Bis etwa 1961 wurde die Halde 10/35 aus überwiegend tonigen und tonbrockig lehmigen Substraten
gekippt (Tonhalde) und ist damit bereits über 40 Jahre alt. Teilweise fanden Aufforstungen statt. Bis
auf Böschungsabflachungen und anschließenden Rekultivierungsarbeiten (Ansaaten) in den Jahren
1997/98 in den Haldenfußbereichen fanden keine weiteren Maßnahmen statt. Bei zu einem endgültig
erreichten Endwasserstand von + 75 m ü. NN stellt die Tonhalde eine Insel dar. Infolge der
Waldbestockung haben die teilweise intensiven Erosionsprozesse der ersten Jahre/Jahrzehnte an
Stärke und flächenhafter Verbreitung nachgelassen. Vor allem in den Hangbereichen kann es aber bei
Starkniederschlagsereignissen zu Abspülungen und z.B. auch zur sporadischen Reaktivierung
größerer Erosionsrinnen kommen. Die Bodenentwicklung ist auf den carbonatfreien Substraten der
Hochfläche fortgeschritten, was sich beispielsweise in einer deutlichen Humusakkumulation zeigt.
Dabei verläuft die Bodenentwicklung bei den lehmigen Substraten schneller – sie haben meist schon
das Entwicklungsstadium von Regosolen erreicht – als bei den tonigen Bereichen, die sich im
Übergangsstadium von Lockersyrosemen zu Regosolen befinden. An den sanierten Böschungen
stehen die Bodenbildungsprozesse erst am Beginn. Im Uferbereich werden sich Stau- und
Grundnässeerscheinungen bemerkbar machen. Insbesondere im Bereich der stark tonigen Substrate
treten aperiodisch Staunässeerscheinungen auf.
Die Halde 10/35 wird sich auf lange Sicht zu einem Vorwald- und Waldstadium entwickeln und auf
Grund der Inselsituation ein hohes Maß an Ungestörtheit aufweisen. Damit ist sie als Lebensraum für
die bereits vorhandenen Pflanzen- und Tiergesellschaften sowie für die kommenden
Sukzessionsstadien von erheblicher naturschutzfachlicher Bedeutung.
Bärenhofinsel (Tagebau Goitsche)
Infolge der Abbauführung im Tagebau Goitsche ist der sehr ebene Bereich der Bärenhofinsel als Teil
der ehemaligen Muldeauenlandschaft erhalten geblieben. Es handelt sich entsprechend um einen
anthropogen stark beeinflussten Auewaldrest, der mehr als 80 % des Untersuchungsgebietes
einnimmt. Die Restflächen bestehen aus Böschungen, die noch bis etwa 1999 saniert worden sind
(Abflachungen). Nach Abschluss der Flutung stellt das Gebiet eine Insel dar und nimmt eine sehr
abgeschiedene Lage ein. Mittel- bis langfristig werden sich auch wieder hohe Grundwasserstände
einstellen. Die hydrologischen Bedingungen werden zukünftig entscheidend sein für die Entwicklung
der biotischen und abiotischen Faktoren. Die reliktischen braunerdeähnlichen Auenböden (Gley-Vega)
werden wieder unter Grundwassereinfluss geraten und damit langfristig zur typischen Oxidations- und
Reduktionsdynamik (Go-Gr-Horizonte) zurückkehren. Auf den verkippten carbonatfreien,
kiesführenden Sanden und Lehmen in den Böschungsbereichen hat die Humusakkumulation
eingesetzt. Diese Böden entwickeln sich langfristig unter Grundwassereinfluss ebenfalls zu
semiterrestrischen Gleyböden. Aktuell sind kaum geomorphologische Prozesse zu verzeichnen. Mit
Wellenschlagprozessen insbesondere an den in Hauptwindrichtung gelegenen Ufern ist in der
weiteren Entwicklung zu rechnen.
Auf Grund der Kleinflächigkeit des Gebietes und der insgesamt zerstörten Muldeaue wird eine
auentypische Landschaftsentwicklung nicht wieder eintreten. Dennoch bildet die Bärenhofinsel einen
naturschutzfachlich wertvollen Restwald, der einerseits einen feuchtgeprägten Waldlebensraum für
entsprechende Planzen- und Tierarten darstellt, und von dem aus andererseits Wanderungs- und
Wiederbesiedlungsprozesse in andere Bereiche der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft der Goitsche
zu erwarten sind.
Tagesanlagen IIa (Tagebau Goitsche)
Für dieses Untersuchungsgebiet treffen vergleichbare Aussagen wie für die Bärenhofinsel zu. Hier
finden die Auenrestwaldflächen ihre südliche Fortsetzung. Allerdings nehmen sie nur etwa 1 / 3 des
Bereiches ein und sind noch wesentlich stärker anthropogen beeinflusst und überprägt worden. Der
Natürlicheitsgrad ist gegenüber dem Untersuchungsgebiet Bärenhofinsel geringer einzuschätzen. Den
412

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
größeren Anteil machen gekippte und teilweise bis etwa 1998/99 sanierte Flächen (insbesondere
Böschungen) aus. Die Kipp-Substrate bestehen überwiegend aus carbonatfreien, kiesführenden
Sanden und Lehmen und weisen schon eine Humusschicht von mehr als 2 cm auf
(Übergangsstadium vom Lockersyrosem zum Regosol). In den teilweise noch nicht geschlossen
bewachsenen Hangbereichen treten Spül- und Rinnenerosion mit nachlassender Intensität auf.
Die Flutung des Tagebaus Goitsche führt in diesem Bereich ebenfalls zur Inselbildung und zu hohen
Grundwasserständen. Damit ist die Entwicklung zu semiterrestrischen Böden (Gley und Gley-Vega)
und feuchten Lebensräumen vorgezeichnet. Im Verbund mit der Bärenhofinsel, der Halde 10/35 und
weiteren Flächen in der Tagebaufolgelandschaft der Goitsche wird das Gebiet der Tagesanlagen
Baufeld IIa sowohl als Besiedlungs- wie auch als Transit- und Ursprungsraum für
Wanderungsprozesse mobiler Arten in Zukunft eine wichtige Rolle spielen.
Bachaue – Radis-Gremminer-Graben (Tagebau Golpa-Nord)
Das Untersuchungsgebiet wurde durch einen technologisch erforderlichen Kippeneinschnitt zur
Massenrückgewinnung in den Jahren 1995 bis 1998 als „Rohlandschaft“ geschaffen. Neben
abgeflachten, meliorierten und aufgeforsteten Böschungen zählen ein Graben-Teich-System zur
Vorflutanbindung, unsanierte Erdmassen und nichtmeliorierte Kippenflächen zum Flächeninventar des
Gebietes. Im Osten hat das Untersuchungsgebiet Anschluss (Uferzone und Zufluss des Radis-
Gremminer-Grabens) an das von 1998 bis 2001 geflutete Restloch Golpa-Nord. Im östlichen Umfeld
befinden sich Wald- und Ackerflächen der Dübener Heide.
Die landschaftliche Entwicklung der Bachaue steht erst am Anfang. Allerdings sind die
geomorphologischen Prozesse, wie z.B. Rinnenerosion und flächenhafte Abspülungen, in ihrer
Intensität und Ausbreitung bereits deutlich zurückgegangen. Auf Grund der günstigen
Substratbedingungen mit schon vorhandener Humusakkumulation (überwiegend
Geschiebemergelsubstrate) und begünstigt durch die Ansaaten/Aufforstungen bildet sich ziemlich
rasch eine geschlossene Pflanzendecke. In etwa 20 bis 40 Jahren ist die Herausbildung von
Pararendzinen zu erwarten. Nur kleinflächig ist in den ufernahen Bereichen mit Stau- und
Grundwasserbeeinflussungen der Böden zu rechnen (semiterrestrische Bodenentwicklung zu
Gleyen). Geländeklimatisch wird es allmählich und in geringem Maße zu einem Ausgleich von
Temperaturextremen kommen.
Die Bachaue kann sich zu einem wichtigen „Trittsteinbiotop“ und einer „Verbindungsachse“ für
Pflanzen- und Tierarten zwischen Wald-, Acker- und Gewässerlebensräumen entwickeln und hat
diese Funktion zum Teil schon übernommen (z.B. Amphibien, Käfer, Heuschrecken, Libellen). Die
abgeschiedene Lage der Bachaue kann für bestimmte Arten mit hoher Störanfälligkeit eine positive
Rolle spielen.
Das zukünftige Landschaftsbild der Bachaue wird im zentralen Bereich durch große Wald- und
Forstflächen mit mittelfristig bestehenden Offenlandstrukturen (Grasfluren mit allmählicher
Verbuschung) sowie einem schmalen Streifen an Fließ- und Kleingewässern gekennzeichnet sein.
413

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.2.2 Grundlagen und Struktur eines Monitoring zur Überwachung von
Entwicklungsprozessen in naturschutzfachlich wertvollen Bereichen der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
414
(Sabine Tischew)
Nach BLOCK et al. (2001) beinhaltet ein Monitoring eine Reihe von Schritten und
Rückkopplungsschleifen, um die folgenden Grundsatzfragen zu beantworten und ggf. immer wieder
neu anzupassen:
Warum ? (Ziel des Monitoring)
Was und wo? (Indikatoren-, Parameter- und Probeflächenauswahl)
Wie ? (Methoden der Erfassung und Bewertung)
Wann ? (Intervalle der Überwachung).
Die Indikation von Umweltzuständen sollte über möglichst leicht erfassbare und handhabbare sowie
über zielorientierte und robuste Indikatoren erfolgen (vgl. z.B. WINKELBRANDT 1990, KÖPPEL et al.
1994, REICH 1994). Dabei sind nach BLOCK et al. (2001) für alle Monitoringvorhaben folgende
generelle Schritte zu verfolgen:
1. Zielsetzung
2. Festlegung der Monitoringobjekte
3. Festlegung von Indikatoren, Ableitung von Schwellen- und Grenzwerten
4. Entwicklung eines Probenahmedesigns
5. Erfassung der Daten
6. Analyse der Daten
7. Bewertung der Daten.
Für die Konzeption eines naturschutzfachlichen Monitorings in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft müssen die Ziele und Leitbilder des Naturschutzes im
betreffenden Landschaftsraum (regionaler Kontext vgl. WILLIAMS et al. 1996, DRÖSCHMEISTER
1998) eindeutig dargestellt werden, damit daraus die Zielsetzung des Monitorings abgeleitet werden
kann. Um an veränderte Rahmenbedingungen flexibel angepasst werden zu können (z.B.
Leitbildmodifikation durch Sukzessionsfortschritt, Integration neuer bzw. weiter entwickelter Methoden
und neuer Indikatoren), sollte das Monitoring darüber hinaus durch Variabilität und Operationalität
gekennzeichnet sein.
Auf Grund der besonderen Potenziale wurde als übergeordnete Strategie für die naturschutzfachlich
wertvollen Bereiche in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts der Prozessschutz
abgeleitet (RdErl. des MRLU 2002). Von DURKA et al. (1999a, b) wurde für diese Strategie in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft folgendes allgemeine Leitbild formuliert: „Vielfalt von
Standortbedingungen und Sukzessionsstadien mit naturräumlich angepasster Biodiversität“. Nach
BLUMRICH & WIEGLEB (1998), WIEGLEB et al. (2000) und HENLE et al. (2001) sind vor allem die
Grundmotive „Naturnähe“ und „Biodiversität“ für dieses Leitbild fachlich zu konkretisieren:
1. Naturnähe
a. Gewährleistung unbeeinflusster Prozesse und Entwicklungen
b. Minimierung der Nutzungsintensität
c. Ermöglichen eines „wildromantischen Erlebens“
2. Biodiversität
a. Artendiversitätsschutz
b. Funktionaler Diversitätsschutz
c. Artenschutz i.e.S.
d. Biotop- und Geotopschutz, Habitatverbund.
Vor allem in Hinblick auf die hohe Dynamik der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft darf
Artendiversitätsschutz, Artenschutz i.e.S. und Biotop- und Geotopschutz auf keinen Fall in einem
statischen Kontext verstanden werden. Im Sinne des Prozessschutzes soll vielmehr eine
Erfolgskontrolle der Ausprägung naturschutzfachlicher Potenziale, die für ein bestimmtes
Entwicklungsstadium der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft zu erwarten sind, durchgeführt
werden (Ziel des Monitoring). Damit ist die Integration des durch die fortschreitende Sukzession

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
naturgemäßen „turn-over“ der Arten und Zönosen sowie die fortlaufende Anpassung der
Monitoringobjekte (z.B. Ziel- und Inikatorarten, Biotoptypen) eine grundlegende methodische
Vorgehensweise im Monitoring. Das o.g. Ziel des Monitoring kann sich folgerichtig nur auf die
Vorrangflächen des Naturschutzes in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft beziehen
(Kerngebietsflächen des Naturschutzes im Wirkungsbereich des Sanierungstagebaus, Vorrangflächen
Natur und Landschaft in den regionalen Raumplanungen mit Schwerpunkt auf den ausgewiesenen
und geplanten NSG der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts). Für die Integration
der potenziellen Flächen des aktiven Tagebaus (z.B. Profen, Amsdorf, Roßbach) ist eine Erweiterung
des Monitoring auf die Wiedernutzbarmachungsphase der bergbaulichen Entwicklung vorzunehmen.
Das naturschutzfachliche Monitoring sollte in ein übergeordnetes Monitoring der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft integriert werden, das aus verschiedenen Modulen besteht, die
sich an den jeweiligen Folgenutzungen orientieren. Jedes dieser Module sollte auf
nutzungsspezifische Indikatoren zurückgreifen, wobei Überschneidungen in den Zielsetzungen zum
Teil auch gemeinsame Indikatoren bedingen werden. Wesentlich ist eine übergeordnete integrative
Analyse und Bewertung der Monitoring-Daten, um gegenseitige Beeinflussungen der Nutzungen
frühzeitig erkennen und fördern (positive Effekte) bzw. verhindern (negative Effekte) zu können (vgl.
Abb. 222).
Monitoring von Entwicklungsprozessen in der BFL
Naturschutzfachliches
Monitoring
Naturwaldzellen,
extensive
Landnutzung
„Wildnistourismus"
Erholungswald
Monitoring
Vorrangflächen
Forst-, Fischerei
und Landwirtschaft
Monitoring
Vorrangflächen
Erholung
Abb. 222 Monitoring von Enwicklungsprozessen in der Bergbaufolgelandschaft
Handlungsoptionen, die sich aus dem naturschutzfachlichen Monitoring ergeben, beziehen sich in
erster Linie auf die Analyse und die Vermeidung von negativen Einflüssen auf die spontanen
und initiierten Entwicklungsprozesse (z.B. Flächensicherung, Lenkung von Nutzungen,
Vermeidung von Zerschneidungen (Biotopverbund), Vermeidung von Nährstoffeinträgen
(Pufferzonen)).
Eine weitere wesentliche Motivation des Monitoring ist die Dokumentation und Bewertung der
Entwicklungsprozesse in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts mit folgenden
Teilzielen:
• Unterstützung einer effizienten Integration der (jeweils aktualisierten) naturschutzfachlichen
Potenziale in regionale und überregionale Planungen. Das betrifft zum Beispiel
Biotopverbundplanungen oder die Planung von Kompensations- oder allgemeinen
Renaturierungsmaßnahmen. Die Tagebaufolgeflächen erfüllen dabei inzwischen eine wichtige
Rolle als Lieferbiotope und als Trittsteine für naturschutzfachlich wertvolle Arten.
415

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
• Mit dem Monitoring soll eine fortlaufende Aktualisierung und Qualifizierung des
Schutzgebietssystems in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft unterstützt werden. Bei Verlust
wesentlicher Habitatstrukturen infolge von Grundwasseranstieg und Sukzession soll die
Ausweisung neuer Schutzgebiete, die inzwischen ein entsprechendes Entwicklungsstadium
erreicht haben, die betroffenen Arten auffangen.
• In den kommenden Jahren wird die Nutzungsintensität in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
deutlich zunehmen. Die Wirkungsintensität in den naturschutzfachlich wertvollen Bereichen der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft muss überwacht und ggf. gesteuert werden. Zu nennen wäre
hier z.B. der sich entwickelnde Tourismus (Naturtourismus, Wildnistourismus, Badetourismus) und
die negativen oder positiven Folgen für die Entwicklung der Pflanzen- und Tierwelt sowie für die
Standortbedingungen (Trophie, Störungsintensität, Zerschneidungsgrad). In zahlreichen Gebieten
(vor allem an Tagebauseen) findet eine parallele Nutzung durch den Tourismus und den
Naturschutz statt. Für den Diskurs mit den verschiedenen gesellschaftlichen Gruppen bzw.
Nutzern und die Entwicklung von Kompromisslösungen bei auftretenden Konflikten ist eine
fachliche Grundlage (Analyse und Bewertung der Nutzungswirkung auf naturschutzfachliche
Wertgrößen) notwendig.
• Langfristig sollten auch andere Abgrabungen, in deren Folge ähnliche Habitatstrukturen entstehen
(z.B. Kiesgruben, Sandgruben) in ein landesweites System zur Unterstützung von naturnahen
Prozessen nach Abgrabungen integriert werden. Durch die gezielte Ausweisung geeigneter
Sukzessionsflächen im Rahmen der Kompensationsplanung bzw. bei der
Wiedernutzbarmachungsplanung ist der Erhalt vieler naturschutzfachlich wertvoller Arten der
verschiedenen Sukzessionsstadien im Sinne eines dynamischen Naturschutzes möglich. Das
naturschutzfachliche Monitoring ist daraufhin zu erweitern und zu modifizieren.
• Mit dem Monitoring soll auch der Erhalt von naturschutzfachlich wertvollen Arten gewährleistet
werden, für die die Braunkohlenbergbaufolgelandschaft inzwischen sehr große Bedeutung erlangt
hat. Das betrifft Arten, die im betreffenden Naturraum nur noch in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ausreichend große Populationen aufweisen oder stark
gefährdete Arten, die vor allem in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft auftreten und deren
Verlust durch Sukzessionsprozesse, Grundwasseranstieg oder Nutzungseinflüsse droht: z.B.
Epipactis palustris (Sumpf-Sitter), Dactylorhiza incarnata (Steifblättriges Knabenkraut), Botrychium
matricariifolium (Mond-Rautenfarn), Labidura riparia (Sandohrwurm), Sphingonotus caerulans
(Blauflügelige Sandschrecke) oder Brachpieper. Diese besondere Situation rechtfertigt
Maßnahmen zum Erhalt in der Region bzw. im Landschaftsraum im Sinne eines aktiven Artenund
Biotopschutzes. Für FFH-Arten (z.B. Kammolch, Große Moosjungfer) und FFH-Biotope (z.B.
Armleuchteralgengewässer) sollten nach Möglichkeit Maßnahmen zum Erhalt vor Ort
vorgenommen werden.
• Eine wesentliche Motivation für das Monitoring ist die wissenschaftliche Begleitung eines (in
dieser Dimension) einmaligen Entwicklungsprozesses der Landschaft. Insbesondere weitere
Einwanderungs- und Sukzessionsprozesse infolge des Grundwasseranstieges und ihre
Auswirkung auf die lokale Diversität der Arten und Biotope sind zu verfolgen. Auf Grund der
langen zeitlichen Dimensionen der Bodenentwicklung sollte das Monitoring in größeren Intervallen
erfolgen.
416

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
5.2.3 Dynamisches Ziel- und Indikatorartenkonzept für die
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
(Sabine Tischew, Hans-Markus Oelerich, Jörg Huth & Michael Reuter)
Das Monitoring soll die stadienspezifische Entwicklung naturschutzfachlicher Wertgrößen
(Monitoringobjekte) überwachen. Ein wesentliches Instrument zum Schutz von Arten einschließlich
ihrer Lebensräume ist das Zielartenkonzept (KRATOCHWIL 1989, HOVESTADT et al. 1991).
Zielarten des Naturschutzes in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft stellen deshalb im
vorliegenden Konzept wesentliche Objekte des Monitoring dar. Dabei kann für die methodische
Vorgehensweise auf die Arbeiten von DURKA et al. (1997) und HENLE et al. (2001) zurückgegriffen
werden. Zielarten in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft müssen nach ALTMOOS (1999) ein
autochthones Vorkommen im regionalen Bezugsraum, eine methodisch sichere Erfassbarkeit und
einen Mitnahmeeffekt für andere Arten besitzen. In Bezug auf die Gefährdung wird mindestens eines
der folgenden Kriterien gefordert: überregionaler Verbreitungsschwerpunkt in der Bezugsregion,
Randbereich der Verbreitung, überregionale Gefährdung, besondere Schlüsselfunktion, besondere
Ausbreitungsschwäche, besondere Störungsempfindlichkeit.
Bei der Auswahl der faunistischen Zielarten wurden nach Möglichkeit Arten für unterschiedliche
Raumebenen (Raumanspruch und Komplexität benötigter Reproduktions- und Nahrungsgebiete)
integriert.
In Bezug auf die übergeordnete Strategie des Naturschutzes in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (Prozessschutz) sind in Erweiterung zum
Zielartenkonzept von HENLE et al. (2001) die Zielarten auf konkrete Entwicklungsstadien der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft zu beziehen (Tab. 172 und Tab. 173). Es sollten vorrangig
Zielartenkollektive zum Einsatz kommen, um eine möglichst breite Anwendbarkeit zu garantieren, die
bei der Ableitung einer zu geringen Anzahl von Zielarten auf Grund der vielfältigen Entwicklungswege
nicht gewährleistet wäre. Für das konkrete Monitoring der einzelnen Gebiete müssen die Zielarten an
die spezifischen Standortbedingungen/Habitatstrukturen angepasst werden. Zusätzlich müssen
Lieferbiotope, die Verbreitungsgebiete und Arealgrenzen der Arten in Hinblick auf die Differenzierung
des Nord- und des Südraumes der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts beachtet
werden (siehe Kapitel 4.1.1). Eine entsprechende Konkretisierung des Monitoring auf der Ebene der
Zielarten wird in Kapitel 5.2.6.2 vorgenommen.
417

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 172 Dynamisches Zielartenkonzept des Naturschutzes in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
(ausgewählte Artengruppen, fettgedruckte Arten haben in diesem Entwicklungsstadium ihren Verbreitungsschwerpunkt, für Stadien > 45 Jahre sind die Arten in eckige Klammern
gesetzt, für diese Arten kann nur eine Prognose getätigt werden, da sich aktuell noch relativ wenige Flächen in diesem Stadium befinden, zu einem späteren Zeitpunkt ist eine
Aktualisierung notwendig)
Stadium
Initialstadium
(Rohbodenstadium)
Frühes Entwicklungsstadium
(Rohboden- und
Offenlandstadium)
Mittleres
Entwicklungsstadium
(Offenland-Vorwald-
Mosaikstadium)
Spätes
Entwicklungsstadium
(Vorwald- und
Intermediärwaldstadium)
Reifestadium, Endzustand
(Waldstadium)
Alter (ca.) 0 - 5 Jahre
> 5 - 15 Jahre
> 15 - 45 Jahre
> 45 - 100 Jahre
> 100 Jahre
Biotoptypencharakteristik
Rohboden, Pioniervegetation,initiale
Röhrichtentwicklung
Mosaike aus Rohböden,
Pionierfluren und diversen mehr oder
weniger lichten Gras-Kraut-Fluren,
z.T. leicht verbuscht; lichte, oft
(pflanzen-) artenreiche Röhrichte
Biotopmosaike mit Offenlandstrukturen,
Gebüschgruppen
und Vorwäldern;
differenziertere, dichtere, mäßig
(pflanzen-) artenreiche
Röhrichte und
Niedermoorinitiale; vegetationsarme
Bereiche vor allem auf
Extremstandorten
zumeist dichte Vorwaldbereiche
mit einzelnen,
überwiegend verbuschten
Offenlandbereichen; dichte,
(pflanzen-)artenarme
Röhrichte und junge,
differenziertere Niedermoore;
vegetationsarme Bereiche
auf Extremstandorten
Vorrangig Wälder, Röhrichte
und persistierende Feuchtvegetation,
Niedermoore,
wenige Offenland- und
Extremstandorte: tertiäre
Rohböden, Abbrüche,
Erosionsrinnen
Abiotische
Charakteristik
Intensive und relativ
großflächig vorhandene
Morphodynamik, initiale
Bodenbildungsprozesse
Nachlassende Morphodynamik,
Frühstadium der Bodenentwicklung
Flutung und
Grundwasserwiederanstieg
weitgehend abgeschlossen,
Reduzierung
morphodynamischer Prozesse
auf kleine Flächen und
Einzelobjekte, fortschreitende
Bodenentwicklung
Reduzierung
morphodynamischer
Prozesse auf kleine Flächen
und Einzelobjekte,
fortschreitende
Bodenentwicklung
Relativ stabile
Gleichgewichtszustände
abiotischer ökosystemarer
Parameter mit Ausnahme der
Extremstandorte
Pflanzenarten
sandiger und
trockener
Standorte
Filago arvensis,
Scleranthus polycarpos
Filago arvensis, Scleranthus
polycarpos, Dianthus deltoides,
Helichrysum arenarium
Filago arvensis , Helichrysum
arenarium, Dianthus deltoides,
Botrychium matricariifolium,
Botrychium lunaria
Filago arvensis , Helichrysum
arenarium, Botrychium
matricariifolium, Botrychium
lunaria, Pyrola rotundifolia
[Pyrola rotundifolia, Chimaphila
umbellata]
Pflanzenarten
basenreicher,
stickstoffarmer
Standorte
Thymelaea passerina,
Erucastrum nasturtiifolium,
Centaurium
erythraea
Thymelaea passerina, Erucastrum
nasturtiifolium, Centaurium
erythraea, Hieracium bauhinii,
H. piloselloides, H. brachiatum,
H. fallax, Carlina vulgaris, Dianthus
carthusianorum, Linum austriacum,
Ophrys apifera, Centaurea diffusa,
Verbena officinalis, Sanguisorba
officinalis, Rhinathus minor
Thymelaea passerina, Erucastrum
nasturtiifolium, Centaurium
erythraea, Hieracium bauhinii,
H. piloselloides, H. brachiatum,
H. fallax, Carlina vulgaris,
Dianthus carthusianorum,
Linum austriacum, Ophrys
apifera, Centaurea diffusa,
Epipactis atrorubens, Epipactis
helleborine
Carlina vulgaris, Dianthus
carthusianorum, Linum
austriacum, Ophrys apifera,
Centaurea diffusa, Epipactis
atrorubens, Epipactis
helleborine, Platanthera
chlorantha, Listera ovata,
Gymnadenia conopsea
[Cephalanthera rubra, C.
damasonium]
[Epipactis atrorubens,
Epipactis helleborine,
Gymnadenia conopsea,
Platanthera chlorantha, Listera
ovata, Cephalanthera rubra,
C. damasonium]
418

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
noch Tab. 172 Dynamisches Zielartenkonzept des Naturschutzes in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
Stadium
Initialstadium
(Rohbodenstadium)
Frühes Entwicklungsstadium
(Rohboden- und Offenlandstadium)
Mittleres Entwicklungsstadium
(Offenland-Vorwald-
Mosaikstadium)
Spätes Entwicklungsstadium
(Vorwald- und
Intermediärwaldstadium)
Pflanzenarten
feucht-nasser
und wechselfeuchter
Standorte
Nanocyperion-Arten:
Limosella aquatica,
Centaurium
pulchellum
Epipactis palustris, Equisetum palustre,
Eriophorum angustifolium, Limosella
aquatica, Centaurium pulchellum,
Pulicaria dysenterica
Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata, D.
maculata, Equisetum palustre,
Eriophorum angustifolium,
Ophioglossum vulgatum, Carex
vulpina, Salix repens, Utricularia
australis, Chara spec.,
Eriophorum angustifolium,
Equisetum palustre, Epipactis
palustris, Dactylorhiza
incarnata, D. maculata, Carex
vulpina, Salix repens, (Liparis
loeselii, Equisetum variegatum),
Utricularia australis,
Chara spec., Nanocyperion-
Arten im Wasserschwankungsbereich
und Hochwasserlamelle
der Restseen
Vögel
Brachpieper;
Steinschmätzer
vegetationsarme Bereiche:
Brachpieper; Steinschmätzer;
Offenland(-Mosaike): Raubwürger,
Grauammer
Offenland(-Mosaike):
Raubwürger, Grauammer;
Sperbergrasmücke;
Röhrichtarten: Drosselrohrsänger,
Schilfrohrsänger
Offenland(-Mosaike):
[Grauammer, Raubwürger,
Sperbergrasmücke];
Röhrichtarten: Drosselrohrsänger,
Schilfrohrsänger,
Rohrdommel;
strukturreiche Feuchtgebiete:
Kranich, Bekassine
Orthopteren
(Heuschrecken
Ohrwürmer)
Sandohrwurm
(Labidura riparia),
Blauflügelige
Sandschrecke
(Sphingonotus
caerulans)
Rohböden, Pionierfluren: Blauflügelige
Ödlandschrecke (Oedipoda
caerulescens), Sandohrwurm (Labidura
riparia), Blauflügelige Sandschrecke
(Sphingonotus caerulans)
Halbtrockenrasen und ähnliche
Habitate: Blauflügelige
Ödlandschrecke (Oedipoda
caerulescens), [Kleiner
Heidegrashüpfer (Stenobothrus
stigmaticus)]
Strukturreiche Feuchtgebiete:
Sumpfschrecke (Stethophyma
grossum), Kurzflügelige
Schwertschrecke (Conocephalus
dorsalis)
Halbtrockenrasen und ähnliche
Habitate: Blauflügelige
Ödlandschrecke (Oedipoda
caerulescens), [Kleiner Heidegrashüpfer
(Stenobothrus
stigmaticus)]
Reifestadium, Endzustand
(Waldstadium)
Salix repens, Eriophorum
angustifolium, Epipactis palustris,
Equisetum palustre, Dactylorhiza
incarnata, D. maculata,
Utricularia australis, Chara spec.,
Liparis loeselii, Equisetum
variegatum, Nanocyperion-Arten
Wälder: möglichst arten- und
individuenreiche Greifvogel- und
Höhlenbrüterzönose;
strukturreiche Feuchtgebiete:
Kranich, Bekassine
Strukturreiche Feuchtgebiete:
Sumpfschrecke (Stethophyma
grossum), Kurzflügelige
Schwertschrecke (Conocephalus
dorsalis), Halbtrockenrasen und
ähnliche Habitate: Blauflügelige
Ödlandschrecke (Oedipoda
caerulescens), [Kleiner
Heidegrashüpfer (Stenobothrus
stigmaticus)];
419

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 173 Habitatspezifisches Zielartenkonzept für Amphibien und Libellen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
Amphibien
0 - 5 Jahre > 5 - 15 Jahre > 15 - 45 Jahre > 45 Jahre
Temporäre
Kleinstgewässer
Ausdauernde
Kleingewässer
Flachgewässer
Kreuzkröte*
Kreuzkröte*
Wechselkröte
Kreuzkröte*
Knoblauchkröte
Knoblauchkröte
Wechselkröte
Kreuzkröte*
Laubfrosch*
Moorfrosch*
Weiher Wechselkröte Knoblauchkröte
Wechselkröte
Laubfrosch*
Seefrosch
See Wechselkröte Wechselkröte
Seefrosch
Libellen
Rinnsale/kleinere Orthetrum brunneum
Fließgewässer
Weiher/Flachgewässer Ischnura pumilio
Orthetrum brunneum
O. coerulescens
Lestes virens
L. dryas*
Aeshna isosceles
See Ischnura pumilio Erythromma viridulum
Aeshna isosceles
Anax parthenope
Moor- und
Sumpfinitiale
* nur lokal verbreitet oder selten
Kammolch*
Knoblauchkröte
Knoblauchkröte
Wechselkröte
Laubfrosch*
Moorfrosch*
Knoblauchkröte
Wechselkröte
Laubfrosch*
Seefrosch
Wechselkröte
Seefrosch
Orthetrum
coerulescens
Lestes virens
L. dryas*
Aeshna isosceles
Leucorrhinia dubia*
L. pectoralis*
Erythromma viridulum
Aeshna isosceles
Anax parthenope
Aeshna juncea*
Somatochlora
flavomaculata*
Kammolch*
Knoblauchkröte
Knoblauchkröte
Moorfrosch*
Kammolch*
Knoblauchkröte
Seefrosch
Seefrosch
Orthetrum
coerulescens
Lestes virens
L. dryas*
Aeshna isosceles
Leucorrhinia dubia*
L. pectoralis*
Aeshna isosceles
Anax parthenope
Aeshna juncea*
Somatochlora
flavomaculata*
Mit Hilfe des Monitorings sollen des Weiteren allgemeine Entwicklungsprozesse überwacht und
bewertet werden. Unter dieser Zielstellung ist die Integration von Indikatorarten und indikatorisch
bedeutenden Habitatparametern bzw. deren Stellvertreterparametern in das Monitoringsystem
notwendig. Indikatorarten stellen nach FLEISHMANN et al. (2000) Zeiger für ökologische Prozesse
dar und sind an bestimmte Habitate gebunden. Aus ihren Vorkommen sollen sich u.a. auch
Rückschlüsse auf das Vorkommen von anderen Arten mit ähnlichen Ansprüchen ziehen lassen (vgl.
z.B. LANDRES et al. 1988, FLATHER et al. 1997, SUTER et al. 1998, HENLE et al. 2001). Die im
vorliegenden Projekt angewandte Methodik zur Auswahl pflanzlicher Indikatorarten (vgl. Kap. 4.1.3.3.1
Indicator-Species-Analysis nach DUFRENE & LEGENDRE 1997) zielt vor allem auf Indikatorarten als
statistisch gesicherte Stellvertreterparameter für die Entwicklung komplexerer Systeme
(Sukzessionsstadien) ab (Tab. 174). Die abgeleiteten Indikatorarten haben damit einen
Verbreitungsschwerpunkt in den betreffenden Sukzessionsstadien und sind dort zu einem hohen
Anteil auf den Probeflächen vertreten.
420

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Tab. 174 Indikatorarten (Pflanzenarten) für verschiedene Entwicklungsstadien der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
Stadium/
Standortkomplex
Initialstadium
(Rohbodenstadium)
Frühes Entwicklungsstadium
(Rohboden- und
Offenlandstadium)
Mittleres Entwicklungsstadium
(Offenland-Vorwald-
Mosaikstadium)
Spätes Entwicklungsstadium
(Vorwaldund
Intermediärwaldstadium)
saure,
sandige und
trockene
Standorte
Silbergraspionierfluren
(SPF): Corynephorus
canescens
SPF: Corynephorus
canescens
Sandtrockenrasen (STR):
Hieracium pilosella,
Jasione montana
SPF: Corynephorus
canescens
STR, SPF: Hieracium
pilosella, Jasione
montana, Corynephorus
canescens
Vorwälder: Pinus
sylvestris, Betula
pendula
Rohbodenbereiche
auf
basenreicheren
Standorten
unspezifische Arten
Rohbodenbereiche:
Gypsophila perfoliata,
Polygonum aviculare
Gras-Kraut-Fluren:
Hordeum jubatum,
Bromus tectorum,
Melilotus albus, Tussilago
farfara
Negativindikator:
Calamagrostis epigejos
Rohbodenbereiche:
Gypsophila perfoliata,
Polygonum aviculare
verbuschte Gras-Kraut-
Fluren: Linum
catharticum, Carlina
vulgaris
Vorwälder: Betula
pendula, Populus
tremula
Negativindikator:
Calamagrostis epigejos
Intemediärwälder:
Quercus robur, Fragaria
vesca, Hieracium
murorum
Verbuschte Gras-Kraut-
Fluren: Linum
catharticum, Carlina
vulgaris
Feucht-nasse
Standorte
unspezifische Arten
Röhrichte : Phragmites
australis, Typha
angustifolia
Röhrichte: Phragmites
australis
Niedermoorinitiale:
Juncus articulatus
Röhrichte: Phragmites
australis, Carex spec.
Niedermoorinitiale:
Juncus articulatus
5.2.4 Bestimmung des Stichprobenumfangs zum Nachweis von Trends und zur
Erfassung der Artendiversität in einem Monitoring
(Sabine Tischew, Annett Baasch & Sandra Mann)
Für die Bestimmung des Stichprobenumfangs zum Nachweis von Trends wurde die Methode nach
KREBS (1999) von PERNER (2003) so modifiziert, dass über die variable Festlegung des „level of
precision – LOP“ (Nachweisgrenze für Veränderungen der getesteten Parameter) die jeweilig
notwendige Stichprobenzahl ermittelt werden kann.
Der Variationskoeffizient der Stichproben bestimmt dabei wesentlich die notwendige Stichprobenzahl.
Handformel PERNER (2003)
n ~
200 cv
r
2
r - level of precision = % Veränderung eines
Parameters, die nachgewiesen werden soll
cv -
s
x
(Variationskoeffizient)
s - Standardabweichung
x - Mittelwert
Für sehr große Populationen mit geringem Einfluss stochastischer Ereignisse auf die
Populationsgröße ist zum Beispiel eine Nachweisgrenze von 40 % in der Veränderung der
Individuenzahl durchaus annehmbar. Sinkt die Populationsgröße aber in einen kritischen Bereich, ist
durch eine höhere Stichprobenzahl die Nachweisgrenze auf 10 % zu verbessern.
Exemplarisch sollen einige Ergebnisse für die Anwendung dieser Methode präsentiert werden. Der
Sumpf-Sitter (Epipactis palustris) ist eine typische Art feuchter, nasser und wechselfeuchter Standorte
421

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (siehe Kap. 5.2.3), die auf vielen Standorten durch ihr
klonales Wachstum zur Bildung sehr großer Populationen neigt. Tab. 175 zeigt für vier Tagebaue mit
z.T. sehr großen Beständen von Epipactis palustris die notwendigen Stichprobenzahlen für LOPs von
10 % bis 40 %.
Es ist festzustellen, dass die kleineren Probeflächen in Domsen, Pirkau und Roßbach im Gegensatz
zu den inhomogeneren und größeren Probeflächen in Kayna-Süd mit weniger Stichproben einen
besseren LOP-Wert erreichen. Auf Grund der Populationsgrößen ist für diese Art eine
Stichprobenanzahl von 5 - 10 durchaus ausreichend.
Tab. 175 Berechnung des notwendigen Stichprobenumfanges für den Veränderungsnachweis in Epipactis palustris-
Populationen
Populationen von Epipactis
palustris
r = 10 % r = 20 % r = 30 % r = 40 %
Gesamtpopulationsgröße
(Schätzzählung)
Kayna-Süd (je 25 m²) 73 18 8 5 5000 - 7000
Domsen (je 2 m²) 39 10 4 2 10.000 - 12.000
Pirkau (je 2 m²) 50 13 6 1* > 1 Millionen
Roßbach (je 2 m²) 51 13 6 1* 5000 - 6000
r = level of precision (LOP), * trotz des errechneten Wertes sind im Rahmen von Dauerbeobachtungen aufgrund der Gefahr
stochastischer Ereignisse mindestens drei Stichproben sinnvoll
In einem weiteren Beispiel soll der notwendige Stichprobenumfang für den Veränderungsnachweis auf
der Ebene von Arten mit denen auf der zönotischen Ebene verglichen werden. Dazu wurden die in
Kap. 4.1.3.3.1 abgeleiteten Indikatorarten Silbergras (Corynephorus canescens), der Negativ-Indikator
Land-Reitgras (Calamagrostis epigejos) und die Zielart Sand-Strohblume (Helichrysum arenarium) in
die Berechnungen integriert. Auf der zönotischen Ebene wurden Sigmeten des Sandtrockenrasen-
Komplexes (vgl. Kap. 5.2.5) ausgewertet. Das Ergebnis (Tab. 176) zeigt eindeutig auf der zönotischen
Ebene bessere LOPs bei einer zum Teil extrem niedrigen Anzahl an notwendigen Stichproben. Die
Aggregierung der Arten zu ökologisch-soziologischen Gruppen (d.h. gemeinsame Schätzung aller
Arten der Silbergras-Pionierfluren, der Sandtrockenrasen i.e.S. etc.) gleicht die zum Teil starken
Populationsschwankungen der einzelnen Arten auf diesen extrem trockenen und sauren Standorten
aus (vgl. auch Kap. 5.2.5). Auch PERNER (2003) weist darauf hin, dass zönotische Parameter oft
besser als Artparameter geeignet sind, um Änderungen in Systemen zu identifizieren.
Tab. 176 Notwendiger Stichprobenumfang für den Veränderungsnachweis auf der Ebene von Populationen und auf
der zönotischen Ebene am Beispiel des Sandtrockenrasens bei Petersroda
10 % 20 % 30 %
Populationsebene (Flächengröße 1 m²)
Indikatorart Silbergras 76 19 8
Zielart Sand-Strohblume 109 49 12
Negativ-Indikator Land-Reitgras 131 40 18
Zönotische Ebene – Sigmeten (Flächengröße 100 m²)
Silbergras-Pionierfluren 4 1* 1*
Sandtrockenrasen i.e.S. 24 6 3
Land-Reitgrasreiche Sandtrockenrasen 26 7 3
ruderalisierte Sandtrockenrasen 109 27 12
r = level of precision (LOP), * trotz des errechneten Wertes sind im Rahmen von Dauerbeobachtungen aufgrund der Gefahr
stochastischer Ereignisse mindestens drei Stichproben sinnvoll
In Hinblick auf die Bewertung der Artenvielfalt bzw. der Vielfalt an gefährdeten und geschützten
Pflanzenarten in den naturschutzfachlich wertvollen Bereichen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
wurden Analysen zur notwendigen Anzahl an Stichproben durchgeführt, um einen
möglichst hohen Anteil der Gesamtanzahl zu erfassen. Auf Grund der intensiven Kartierarbeiten auf
den Rasterflächen in Kayna-Süd und Mücheln-Innenkippe stehen hierfür geeignete Daten zur
Verfügung (vgl. Tab. 177, Abb. 223, Abb. 224).
In Kayna-Süd konnten 43 Rasterflächen (je 100 m x 100 m) in die Auswertungen einbezogen werden.
Auf der Gesamtfläche von 256 ha wurden insgesamt 309 Arten kartiert. Die Gesamtartenzahl der 43
ausgelosten Rasterflächen (= 43 ha) beträgt bereits 286 Arten. Mit 20 Rasterflächen werden ca. 74 %
der Arten des Gesamtgebietes erfasst und das Maß für die „Verschiedenheit“ der Flächen ist bereits
auf einen sehr geringen Wert (0,8) zurückgegangen (entspricht im Diagramm dem Parameter mittl.
Distanz). Auch die Arten-Areal-Kurve für die geschützten sowie für die Rote Liste-Arten erreicht relativ
schnell ihren Sättigungsbereich. Mit 20 Rasterflächen werden bereits rund 71 % der insgesamt 31
Arten erfasst. Das spricht für ein relativ regelmäßiges und häufiges Vorkommen dieser Arten in den
Rasterflächen.
422

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Gesamtarten
Geschützte und Rote Liste Arten
Artenzahl (n = 286)
300
200
100
Flächen (mit Konfidenz)
Distanz (mit Konfidenz)
6
4
2
Mittlere Distanz
Artenzahl (n = 28)
25
15
5
Flächen (mit Konfidenz)
Distanz (mit Konfidenz)
2.0
1.0
Mittlere Distanz
0
0 20 40
Anzahl der Flächen (n = 43; 1 Fläche = 1ha)
0
-5
0 20 40
Anzahl der Flächen (n = 43; 1 Fläche = 1ha)
0.0
Abb. 223 Analysen der Zusammenhänge von Artenzahlen und Flächengröße am Beispiel Kayna-Süd
berechnet mit dem Programm PC-Ord, Species-areas-curves, Distance Measure (Distanz-Maß) = Euclidean
(Pythagorean)
Im Tagebau Mücheln, der im Vergleich zu Kayna-Süd einen höheren Anteil an sehr jungen Flächen
aufweist, werden auf den 42 ausgelosten Rasterflächen 276 der 291 (95 %) im gesamten Gebiet von
ca. 2,6 km² vorkommenden Arten erfasst. Wird die Anzahl der ausgewählten Flächen auf 20 reduziert,
werden noch ca. 71 % der Arten kartiert (Abb. 224). Das spricht ebenfalls für ein relativ gleichmäßiges
und häufiges Vorkommen der Arten in den Rasterflächen. Von den im Gesamtgebiet vorkommenden
23 geschützten und/oder gechützten (Rote Liste) Arten dagegen würde man mit 20 Rasterflächen nur
rund 42 % erfassen. 57 % der Arten könnte man erst mit einer Rasteranzahl von über 40 kartieren.
Die selteneren Arten sind demnach zwar schon zum Teil in das Gebiet eingewandert, konnten sich
aber noch nicht auf eine größere Anzahl von Rasterflächen ausbreiten.
Gesamtarten
Geschützte und Rote Liste Arten
Artenzahl (n = 276)
300
200
100
Flächen (mit Konfidenz)
Distanz (mit Konfidenz)
6
4
2
Mittlere Distanz
Artenzahl (n = 13)
14
10
6
2
Flächen (mit Konfidenz)
Distanz (mit Konfidenz)
2.0
1.5
1.0
0.5
Mittlere Distanz
0
0 20 40
Anzahl der Flächen (n = 42; 1 Fläche = 1ha)
0
-2
0 20 40
Anzahl der Flächen (n = 42; 1 Fläche = 1ha)
0.0
Abb. 224 Analysen der Zusammenhänge von Artenzahlen und Flächengröße am Beispiel Mücheln-Innenkippe
berechnet mit dem Programm PC-Ord, Species-areas-curves, Distance Measure (Distanz-Maß) = Euclidean
(Pythagorean)
Tab. 177 Artenzahlen der Tagebaue Kayna-Süd und Mücheln-Innenkippe
Tagebau Kayna-Süd (256 ha)
Tagebau Mücheln-Innenkippe (ca. 260 ha)
Gesamtartenzahl 309 (100 %) Gesamtartenzahl 291 (100 %)
Artenzahl 43 ha 286 (93 %) Artenzahl 42 ha 276 (94,8 %)
Artenzahl 20 ha
ca. 230
(74,4 %)
Artenzahl 20 ha
ca. 207
(71,1 %)
geschützte und Rote Liste Arten 31 (100 %) geschützte und Rote Liste Arten 23 (100 %)
Artenzahl 43 ha 28 (90,3 %) Artenzahl 43 ha 13 (56,5 %)
Artenzahl 20 ha 22 (71 %) Artenzahl 20 ha ca. 10 (42 %)
Diese Ergebnisse sollten bei der Interpretation von Ergebnissen des Monitoring vor allem auf jüngeren
Flächen beachtet werden. Da das Monitoring in erster Linie längerfristige Entwicklungen verfolgen
soll, ist der Probeflächenaufwand vorrangig an den Arten-Areal-Kurven der älteren Gebiete zu
orientieren; für Aussagen zur Artendiversität und zur Vielfalt der geschützten und Rote Liste-Arten
wird pro Tagebaubereich eine Anzahl von 20 Probeflächen à 1 ha vorgeschlagen.
423

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.2.5 Nachweis von Trends auf unterschiedlichen Untersuchungsebenen:
Fallbeispiel Sandtrockenrasen bei Petersroda im Tagebau Goitsche
(Sabine Tischew, Annett Baasch & Jörg Perner)
Je nach Fragestellung müssen Monitoringprojekte auf der ökologischen und räumlichen
Maßstabsebene positioniert werden (TRAXLER 1997), d.h. die Hierarchieebenen (z.B. Art, Zöno- oder
Gesamtpopulation, Biozönose) und Flächengrößen, auf denen gearbeitet wird, sind eindeutig zu
definieren. Um Fehlinterpretationen bei der Analyse und Bewertung der Daten (Analyse von Trends,
Trennung von Fluktuationen) zu vermeiden, müssen diese methodischen Rahmenbedingungen
unbedingt beachtet werden. Jede ökologische Hierarchieebene ermöglicht spezifische Einblicke.
Aussagen, welche auf einer Ebene getroffen werden, können wichtige Interpretationshilfen für die
Ergebnisse einer anderen Ebene darstellen. Es ist daher anzunehmen, dass die Ergebnisqualität
unter Einbeziehung möglichst vieler Hierarchieebenen verbessert werden kann. Aus personellen und
finanziellen Gründen müssen Untersuchungen häufig auf eine Ebene beschränkt werden. Dabei
werden Trends oft durch eine genaue Bearbeitung kleiner Flächen (d.h. auf den unteren
Hierarchieebenen) analysiert und bei der Interpretation und Interpolation der Ergebnisse postuliert,
dass diese Trends zwangsläufig zu signifikanten Veränderungen auf größeren Flächen und/oder in
der nächst höheren Ebene führen.
Im Tagebaugebiet „Goitsche“ werden seit 1993 Verlauf und Geschwindigkeit der Sukzession von
Sandtrockenrasen-Beständen analysiert (MAHN & TISCHEW 1995, JAKOB et al. 1996,
SCHMIEDEKNECHT 1996, TISCHEW & MAHN 1998, FROMM et al. 2002). Im Rahmen dieser
Forschungen wurde auf dem Sandtrockenrasen von Petersroda in unterschiedlichen räumlichen
Erfassungseinheiten gearbeitet. Nachfolgend wurden die vorliegenden Daten dieser langjährigen
Untersuchungen für die Entwicklung eines routinemäßigen Überwachungsprogramms für das Gebiet
genutzt. Der Focus der Analysen gilt somit nicht den Entwicklungen der untersuchten Populationen
und Pflanzengesellschaften (Sukzessionsstudie), sondern Fragestellungen, deren Beantwortung
einen essentiellen Beitrag für die Konzeption eines zukünftigen, effektiven Monitoringprogramms
leisten kann.
Der aktuelle Wert des Gebietes besteht weniger im Vorkommen einzelner gefährdeter und
geschützter Arten, sondern vielmehr in der charakteristischen und großflächigen Ausprägung eines
Sandtrockenrasenkomplexes in der Bergbaufolgelandschaft. Das Gebiet konnte sich ca. 35 Jahre lang
weitgehend ungestört entwickeln und ist durch sehr langsam ablaufende Sukzessionsprozesse
gekennzeichnet. Neben dem großflächigen Vorkommen von Silbergraspionierfluren und
Sandtrockenrasen bietet die Strukturierung durch Einzelgehölze und Gehölzgruppen wertvolle
Rückzugsgebiete bzw. Habitate für gefährdete Tierarten (Heuschrecken, Brachpieper, Heidelerche,
Raubwürger). Das aktuelle Management ist Prozessschutz. Das Ziel des Monitoring ist daher
vorrangig eine Überwachung und Gesamtbewertung der Entwicklungsprozesse im Gebiet. Im Sinne
eines „Frühwarnsystems“ sollen mittels Indikatoren Entwicklungstrends aufgezeigt und
Veränderungen, welche den aktuellen Wert des Gebietes herabsetzen, möglichst frühzeitig erkannt
werden. Arten und/oder Gesellschaften der Silbergraspionierfluren und Sandtrockenrasen wirken
dabei als Positivindikatoren. Negativindikatoren (Verbuschung, massive Ausbreitung invasiver Arten,
z.B. Vergrasung durch Land-Reitgras) zeigen dagegen den Abbau der Sandtrockenrasen an.
Monitoringobjekte auf höheren Hierarchiebenen stellen Zönosen und Sigmeten dar (vgl. Tab. 178).
Nach Auswahl der Hierarchiebene/n für das Monitoring müssen Grenzwerte festgesetzt und die
notwendige Stichprobenzahl bestimmt werden.
Im Folgenden werden die bisherigen umfangreichen Untersuchungen im Rahmen des
wissenschaftlichen Monitoring in Hinblick auf folgende Fragestellungen ausgewertet:
• Welche Trends können auf welcher Bearbeitungsebene mit welcher Sicherheit festgestellt
werden?
• Führen Trends in den unteren Hierarchieebenen zu signifikanten Veränderungen auf höherer
Ebene?
• Sind Untersuchungen auf den oberen Maßstabsebenen geeignet, eine Ursachenanalyse
(Kausalanalyse) von Veränderungen zu gewährleisten?
424

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Tab. 178 Übersicht über das hierarchische Untersuchungskonzept
Ökologische
Organisationsebene
Untersuchungs-objekte
Aufnahmemethode
Verfügbarer Flächenpool
(Daten 1994/1995 – 2001)
Population
Arten: Helichrysum
arenarium – Sand-
Strohblume (Zielart)
Corynephorus
canescens - Silbergras
(Positivindikator)
Calamagrostis epigejos
– Land-Reitgras
(Negativ-indikator)
Zählungen Horste (C.
canescens), Blühtriebe
(H. arenarium), Triebe
(C. epigejos)
Deckungsgradschätzungen
(prozentgenau)
Gesamtpopulation: 18 x 1 m²- Flächen
Zönopopulationen: 3 x 1 m² -Flächen pro
sytaxonomischer Einheit (COR, CORM,
HELI, TRIF, ART, CAL) 1
Gesamtpopulation: 36 x 1 m²- Flächen
Zönopopulationen: 6 x 1 m² - Flächen pro
sytaxonomischer Einheit (COR, CORM,
HELI, TRIF, ART, CAL) 1
Zönose
(Vegetationseinheit)
alle Arten in den
ausgewählten
Vegetationseinheiten
Deckungsgradschätzungen
(prozentgenau)
6 x 1 m² -Flächen pro sytaxonomischer
Einheit (COR, CORM, HELI, TRIF, ART,
CAL) 1
Vegetationseinheiten:
COR, CORM, HELI,
TRIF, ART, POA, AGR,
CAL, GEH 1
Sigmeten (Vegetationskomplexe)
Deckungsgradschätzungen
(prozentgenau)
480 x 100 m² - Flächen im Raster (mind. 20
Flächen pro Sigmet: Silbergraspionierfluren,
Sandtrockerasen i.e.S.,
ruderalisierte Trockenrasen, Land-Reitgrasdominierte
Trockenrasen,
Verbuschungsstadien)
Landschaftselement
(Sandtrockenrasen-
Komplex)
Silbergras-Pionierfluren,
Sandtrockenrasen i.e.S.,
ruderalisierte
Trockenrasen, Land-
Reitgras-dominierte
Sandtrockenrasen,
Verbuschungsstadien
Klassifikation von
Scanner-Daten (siehe
Kap. 5.2.7)
Flächendeckend (ca. 113 ha)
1 Die Erläuterung der syntaxonomischen Einheiten erfolgt in Kap. 5.1.2.
425

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
A) Organisationsebene Population
Die Entwicklung der Zönopopulationen des Silbergrases (Corynephorus canescens) auf Dauerflächen
in verschiedenen syntaxonomischen Einheiten wird in Abb. 225 dargestellt. Während die Zählungen
der Silbergrashorste eine +/- deutliche Abnahme im Untersuchungszeitraum ergaben, nahm die
mittlere Deckung der Art in nahezu allen Beständen tendenziell zu. Dieser gegenläufige Trend kann
erst durch Analysen auf der weiteren Subebene (Populationsstruktur) durch die starke Fluktuation in
der Keimung und Etablierung von Jungpflanzen erklärt werden: Im Jahre 1994 ermöglichte ein warmer
und regenreicher Herbst sehr hohe Keimlingszahlen, was zu Untersuchungsbeginn 1995 zu einem
sehr hohen Anteil an Keimlingen bzw. juvenilen Horsten führte (vgl. auch TISCHEW & MAHN 1998).
In den Folgejahren nahm dann der Anteil fertiler und seniler Horste zu. Sinkende Horstanzahlen und
steigende Deckungswerte sind damit auf einen Auslichtungsprozess (self-thinning, vgl. URBANSKA
1992, SILVERTOWN 1987) zurückzuführen, bei dem sich nach einem verstärkten Auftreten von
Jungpflanzen nur wenige Horste dauerhaft etablieren, diese aber an Deckung und Fertilität
zunehmen. Es muss beachtet werden, dass dieser Prozess in den Zönopopulationen nicht synchron
verläuft; 1999, beispielsweise, ist insbesondere auf den ART- und CORM-Flächen ein nochmaliger
deutlicher Anstieg in der Anzahl juveniler Individuen zu verzeichnen.
Abb. 225 a-f: Anzahl gezählter Horste und mittlere Deckungswerte der Silbergras-Zönopopulationen auf den COR-,
CORM-, HELI-, TRIF-, ART- und CAL- Dauerflächen (Abkürzungen siehe Kap. 5.1.2)
426

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Die Entwicklung der Zönopopulationen des Land-Reitgrases (Calamagrostis epigejos) auf
Dauerflächen in den von Land-Reitgras dominierten Sandtrockenrasen (CAL) und den von Artemisa
campestris dominierten Sandtrockenrasen (ART) wird in Abb. 226 dargestellt. Der Großteil der
Dauerflächen (COR, CORM, TRIF) zeigte während der gesamten Untersuchungszeit keine
Besiedlung durch Calamagrostis epigejos, lediglich auf den HELI-Flächen etablierte sich die Art (ab
1995 und 1997 jeweils auf einer Fläche) mit unbedeutend wenigen Trieben und Deckungswerten bis
maximal 1 %.
Abb. 226 a-b: Anzahl gezählter Triebe und mittlere Deckungswerte der Land-Reitgras-Zönopopulationen auf ART- und
CAL- Dauerflächen
Während auf ART-Flächen ein progressiver Besiedlungsprozess durch Land-Reitgras festgestellt
wurde, zeigten die ursprünglich dichten CAL-Flächen einen deutlich regressiven Trend. Obwohl die
Bestände 1995 und 1996 mit über 200 Halmen noch sehr dicht waren, konnte ab dem Jahr 1997 ein
signifikanter Rückgang beobachtet werden. In den letzten drei Untersuchungsjahren lag die
durchschnittliche Triebzahl von Calamagrostis epigejos nur noch bei knapp über 70 Trieben pro
Quadratmeter. Ab dem Jahr 1998 waren auch die Deckungen stark rückläufig.
Im Folgenden werden die Trends auf der Ebene der Zönopopulationen mit denen auf der Ebene der
Gesamtpopulationen verglichen. Aus dem Gesamtflächenpool wurden für die Auswertungen 12
Probeflächen zur Bestimmung der Individuendichte und 24 Probeflächen zur Bestimmung des
Deckungsgrades so ausgewählt, dass flächenmäßig weiter verbreitete Einheiten mit einem höheren
Stichprobenumfang integriert wurden (3 bzw. 6 COR- und CORM-, 2 bzw. 4 HELI-, 2 bzw. 4 CAL-, 1
bzw. 2 TRIF- und 1 bzw. 2 ART-Flächen). Auf Grund der höheren Stichprobenzahl kann mit einem
smoothing-Verfahren (SigmaPlot 2001) ein Trend mit statistischen Methoden abgeschätzt werden.
Diese nichtparametrischen Regressionsverfahren sind geeignet, aus empirisch erhobenen Daten
Trends abzuschätzen, ohne auf bestimmte Modellstrukturen beschränkt zu sein (siehe u.a.
LEGENDRE & LEGENDRE 1998, QUINN & KEOUGH 2002). Für die Anwendung der smoothing-
Methoden werden weniger restriktive Voraussetzungen gefordert (Daten müssen nicht normalverteilt
und varianzhomogen sein). Angewandt wurde das LOESS-smoothing (auch LOWESS-smoothing:
LOcally WEighted Scatterplot Smoothing, CLEVELAND 1979), bei dem es kein direktes Gütemaß
(Signifikanzniveau) gibt.
Abb. 227 stellt den Entwicklungstrend für die gesamte Silbergras-Population anhand der
durchschnittlich gezählten Horste und mittleren Deckungswerte von 1995 bis 2001 dar. Auch auf
dieser Ebene ist der gegensätzliche Trend von Horstanzahl und Deckungsausprägung während der
Untersuchungszeit deutlich ersichtlich.
Die mittleren Triebzahlen und Deckungswerte von Calamagrostis epigejos zeigten im
Untersuchungszeitraum deutliche Fluktuationen, die auf die gegenläufigen Trends der
Zönopopulationen zurückgehen, wobei die Tendenz insgesamt rückläufig ist (Abb. 228). Insbesondere
in den letzten drei Untersuchungsjahren bleibt die mittlere Triebzahl auf niedrigem Niveau stabil.
Abb. 229 zeigt für die Helichrysum arenarium-Population konstante mittlere Deckungen von etwa 3 bis
5 %. Auch hier ergaben die Zählungen der Blühtriebe deutliche Fluktuationen mit leicht rückläufiger
Tendenz.
427

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
mittlere Anzahl (Mittelwert)
200
180
160
140
120
100
80
60
Corynephorus canescens ( f = 0.8 )
mittlere Deckung in % (Mittelwert)
15
14
13
12
11
10
9
8
Corynephorus canescens ( f = 0.8 )
40
1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002
7
1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002
Abb. 227 Entwicklung der Gesamtpopulationen auf dem Sandtrockenrasen von 1995 bis 2001. Ergebnisse der
Zählung und Deckungsgradschätzung - Corynephorus canescens
mittlere Anzahl (Mittelwert)
14
140 Calamagrostis epigejos ( f = 0.8 )
Calamagrostis epigejos ( f = 0.8 )
12
120
100
80
60
40
mittlere Deckung in % (Mittelwert)
10
8
6
4
2
2
20
1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003
0
1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003
Abb. 228 Entwicklung der Gesamtpopulationen auf dem Sandtrockenrasen von 1995 bis 2001. Ergebnisse der
Zählung und Deckungsgradschätzung - Calamagrostis epigejos
50
Helichrysum arenarium ( f = 0.8 )
6.0
Helichrysum arenanrium ( f = 0.8 )
mittlere Anzahl (Mittelwert)
40
30
20
10
mittlere Anzahl (Mittelwert)
mittlere Deckung in % (Mittelwert)
5.5
5.0
4.5
4.0
3.5
0
1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002
2
3.0
1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002
Abb. 229 Entwicklung der Gesamtpopulationen auf dem Sandtrockenrasen von 1995 bis 2001. Ergebnisse der
Zählung und Deckungsgradschätzung - Helichrysum arenarium
428

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
B) Organisationsebene Zönose
Um die Entwicklungen auf dem Sandtrockenrasen zusammenfassend aufzuzeigen, wurden die
Vegetationsaufnahmen aus den Jahren 1994 bis 2001 einer Hauptkomponentenanalyse unterzogen.
Abb. 230 stellt die Ergebnisse der PCA-Ordination graphisch dar. Aus Gründen der Übersicht wurden
im Biplot nur die bestandsbildenden Arten der syntaxonomischen Einheiten graphisch dargestellt. Es
wird ersichtlich, dass Silbergraspionierfluren und Sandtrockenrasen i.e.S. über die Zeit relativ stabil
blieben und nur leicht progressive (COR, CORM) oder regressive (HELI) Entwicklungen aufweisen.
Die Sukzession verläuft auf diesem Extremstandort außerordentlich langsam. Gleichfalls blieben
TRIF-Bestände in ihrer Artenzusammensetzung stabil, zeigen aber auf Grund der vielen einjährigen
Arten deutliche Fluktuationen im Deckungsgrad einzelner Pflanzen. Demgegenüber sind ART- und
CAL-Bestände durch eher gerichtete Entwicklungen gekennzeichnet, die aber nicht linear verlaufen.
-1.0 +1.5
COR
CORM
corycane
CAL
calaepig
vicihirs
hyporadi
HELI
Achse 2
artecamp
trifcamp
potearge
trifarve
heliaren hierpilo
-1.0 +1.5
ART
TRIF
Achse 1
COR
1994
2001
CORM
1994
2001
HELI
1994
2001
TRIF
1994
2001
ART
1994
2001
CAL
1994
2001
Axes 1 2 3 4 Total variance
Eigenvalues .285 .185 .125 .095 1.000
Cumulative percentage variance
of species data : 28.5 47.0 59.5 69.0
Sum of all unconstrained eigenvalues 1.000
Abb. 230 PCA-Ordination; Biplot der Dauerflächen 1994 und 2001, 6 Flächen pro Vegetationseinheit (Cor, CorM, Heli,
Trif, Art, Cal), 41 Arten; inter-samples distances, ln-transformation. Dargestellt sind die 1. und 2. Achse.
429

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
C) Organisationsebene Sigmet
Sigmeten setzen sich aus Vegetationstypen zusammen (siehe dazu auch Tab. 178), welche
Vegetationskomplexe bilden. Bei der sigmasoziologischen Kartierung werden die Sigmeten nicht
kartographisch dargestellt, sondern als Fläche mengenmäßig geschätzt (vgl. TRAXLER 1997 und
Abb. 231). Tab. 179 gibt einen Überblick über die erfassten Sigmeten und deren Zusammensetzung
auf dem Sandtrockenrasen von Petersroda.
Sandtrockenrasen
i.e.S.
Feld-Beifußdominierte
Sandtrockenrasen
Feld-Klee- und
Hasen-Kleedominierte
Sandtrockenrasen
Platthalm-
Rispengrasdominierte
Sandtrockenrasen
Feld-Klee- und
Hasen-Kleedominierte
Sandtrockenrasen
Gehölze
Abb. 231 Sigmet „ruderaler
Sandtrockenrasen“
Tab. 179 Sigmeten (Vegetationskomplexe) der Sandtrockenrasen in der Goitsche
Sigmeten
Charakteristische
Vegetationseinheiten
Subdominante Vegetationseinheiten
Silbergraspionierfluren (SPF) COR, CORM (Flächenanteile ≥ 50 %) HELI, CAL, AGR 1
Sandtrockenrasen i.e.S. (STR) HELI (Flächenanteile ≥ 50 %) COR, CORM, AGR 1
Ruderalisierte Sandtrockenrasen
(r_STR)
Land-Reitgras reiche Sandtrockenrasen
(l_STR)
Gehölze, Verbuschungsstadien (GEH)
ART, TRIF (Flächenanteile ≥ 50 %) POA, RTRO 1
CAL (Flächenanteile ≥ 50 %) CORM, ART, TRIF 1
Besenginstergebüsche,
Gehölzjungwuchs (Betula pendula, Pinus
sylvesris, Populus tremula),
Einzelbäume und Baumgruppen (Betula
pendula, Pinus sylvestris; Flächenanteile
≥ 30 %)
1 Die Erläuterung der syntaxonomischen Einheiten erfolgt in Kap. 5.1.2
u.a. HELI, CAL, ART, TRIF 1
Abb. 232 gibt einen Überblick über die mittleren Flächenanteile der Sigmeten in den Jahren 1995,
1998 und 2001. Es wird ersichtlich, dass weite Bereiche des Rasters durch Silbergraspionierfluren
(mehrheitlich CORM) bedeckt werden. Mit einem Vorkommen auf über 80 % der Rasterflächen und
einem mittleren Flächenanteil von etwa 40 % stellen Silbergraspionierfluren mit Abstand den
häufigsten und flächenmäßig größten Vegetationskomplex dar. Daneben sind Land-Reitgras reiche
Sandtrockenrasen weit verbreitet, gelangen aber nur auf einem geringen Teil der Flächen zur
Dominanz. Sandtrockenrasen i.e.S. und ruderalisierte Sandtrockenrasen dominieren auf 10 bis 15 %
der Flächen. Anhand der mittleren Flächenanteile in den drei Untersuchungsjahren, kann, mit
Ausnahme der Gehölze, für keinen der Sigmeten ein eindeutiger Entwicklungstrend festgestellt
werden. Auch auf dieser Ebene sind somit vorrangig Fluktuationen zu erkennen. Der insgesamt
schwach progressive Trend des Systems wird durch die Zunahme der Gehölzsigmeten erkennbar,
deren mittlerer Flächenanteil sich innerhalb der sechsjährigen Untersuchungszeit um etwa 1 %
erhöhte. Während aber 1998 nur auf 59 Flächen Gehölze festgestellt wurden, stieg die Anzahl bis
430

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
2001 bereits auf 100 Flächen an. Auf Grund der extremen Standortverhältnisse konnten die Gehölze
auf der überwiegenden Anzahl der Flächen bislang nicht zur Dominanz gelangen.
mittl. Flächenanteil in %
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
Silbergras-Pionierfluren
Sandtrockenrasen
i.e.S.
ruderale
Sandtrockenrasen
0,00
mittl. Flächenanteil in %
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
landreitgrasreiche
Sandtrockenrasen
Gehölze
0,00
1995 1998 2001
Untersuchungsjahr
1995 1998 2001
Untersuchungsjahr
Abb. 232 Mittlere Flächenanteile der Vegetationskomplexe in den Jahren 1995, 1998 und 2001
Land-Reitgras reiche
Sandtrockenrasen
CAL
Ruderalisierte
Sandtrockenrasen
ART
POACOM
TRIF
CORM
COR
Silbergraspionierfluren
AGR
-0.9 +1.0
GEH
HELI
Sandtrockenrasen
i.e.S.
Silbergraspionierflur
1995
2001
Sandtrockenrasen i.e.S.
1995
2001
ruderalisierter
Sandtrockenrasen
1995
2001
Land-Reitgras reicher
Sandtrockenrasen
1995
2001
Axes 1 2 3 4 Total variance
Eigenvalues 344 266 139 099 1.000
Cumulative percentage variance
of species data 34.4 61.0 74.9 84.7
Sum of all unconstrained eigenvalues 1.000
Abb. 233 Trends auf der Ebene von Sigmeten: Hauptkomponentenanalyse (PCA) der sigmasoziologischen
Aufnahmen 1995 und 2001 auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda (n = 10, Probeflächengröße 100 m²,
inter-samples distances, Daten wurzeltransformiert)
431

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Diese Trends werden mit einer Hauptkomponentenanalyse (PCA) sichtbar (Abb. 233). Dazu wurden je
10 zufällig ausgewählte Flächen pro Vegetationskomplex der Zeitschnitte 1995 bis 2001 in die
Auswertungen integriert. Während die Silbergraspionierfluren und Sandtrockenrasen in dem Zeitraum
1995 bis 2001 kaum eine Veränderung in der Zusammensetzung und den Dominanzanteilen der
einzelnen Vegetationseinheiten aufweisen, entwickeln sich einige der ruderalisierten
Sandtrockenrasen in Richtung der Land-Reitgras reichen Sandtrockenrasen und umgekehrt.
Bemerkenswert ist hier, dass sich einige der Land-Reitgras reichen Sandtrockenrasen bis 2001
deutlich in Richtung der Silbergras-Pionierfluren bewegen. Die Einbeziehung der Daten aus dem Jahr
1998 verändert die Auswertungen nicht, würde aber eine übersichtliche Darstellung erschweren.
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass auf den untersuchten Extremstandorten insbesondere
auf den unteren Ebenen (Populationsstrukturen, Population und Vegetationseinheit)
witterungsbedingte Fluktuationen der Arten (Keimlings- und Etablierungsverhalten, Ausprägung des
Deckungsgrades) den allgemeinen Trend stark überlagern (Abb. 234). Da ein naturschutzfachliches
Monitoring immer nur einen Zeitschnitt in einem größeren Intervall darstellen kann, besteht auf diesen
Ebenen die Gefahr, dass in Bezug auf allgemeine Entwicklungsprozesse Fehlinterpretationen
vorgenommen werden. Wesentlich weniger sensibel auf den Witterungsverlauf reagieren die
Sigmeten. Die Fluktuationen der Einzelarten werden geglättet, da sie schon im Stadium der Erfassung
zu ökologisch-soziologischen Gruppen zusammengefasst werden. Damit ist die Geländearbeit für
dieses Verfahren nicht aufwendig; für die Absicherung eines Trends sind nur wenige Stichproben
notwendig (vgl. Kap. 5.2.4). Für ein naturschutzfachliches Monitoring dieser Offenlandstandorte mit
einer sehr langsamen Progression wird deshalb die Erfassung von Sigmeten (je 10 Probeflächen pro
Sigmet) vorgeschlagen. Bei einer Veränderung des Systems (z.B. durch Grundwasseranstieg) muss
jedoch überprüft werden, inwieweit dieses Verfahren sinnvoll modifiziert werden kann.
Populations -
strukturen
Populationen
Vegetationseinheiten
Vegetationskomplexe
(Sigmeten)
Trend der
Entwicklung
Zeit
Monitoring
Abb. 234 Träges System auf Extremstandorten (schematisiert)
432

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
5.2.6 Erfassungsmethoden und Flächenauswahl für das natuschutzfachliche
Monitoring
5.2.6.1 Organisationsebenen, Intervalle und repräsentative Gebiete für das Monitoring von
ökosystemaren Entwicklungsprozessen
(Sabine Tischew, Anita Kirmer, Hans-Markus Oelerich, Matthias Stolle &
Wolfgang Besch-Frotscher)
Zur Analyse und Bewertung der ökosystemaren Entwicklungsprozesse in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft wurde ein hierarchisch aufgebautes Monitoring entwickelt, das
verschiedene Organisationsniveaus und Maßstabebenen der Landschaft integriert (Tab. 180). Neben
den bereits in Kap. 5.2.5 erläuterten und beispielhaft aufgeführten Ziel- und Indikatorarten sollen auf
der Ebene von Arten/Populationen zusätzlich Regenwürmer (Lumbicidenzönosen) zur Erfassung und
Bewertung von Prozessen der Bodengenese in das Monitoring integriert werden. Dazu ist eine
Transektbeprobung auf folgenden repräsentativen Substraten der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
vorgesehen, auf denen bereits der Status quo ermittelt wurde:
• Löß/Geschiebelehm im Südraum: Klobikau (E01 - 08), Kayna-Süd (F07)
• Mischsubstrate im Südraum; Birkenvorwald (B08), Versuchsgelände an der Westbösch. (B01-07)
• Quartärsand und -kies im Nordraum: Restloch Holzweißig–West, Schwedenschanze (C10);
Restloch Holzweißig-West, Pionierwald (C09)
Das Transekt verlängert sich dabei bei jeder Beprobung um 10 m für jedes abgelaufene Jahr, da eine
mittlere Wanderungsgeschwindigkeit von 10 m/a angenommen werden kann. Zur kompletten
Erfassung der Population (Artenspektrum und Dominanz, Biomasse) ist im Jahr der Probenahme ein
Frühjahrs- und ein Herbstfang vorzusehen (vgl. Kap. 4.1.3.2.5).
Die Analysen und Bewertungen auf der Ebene von Zönosen und Biotopen werden auf Grund
ihrer Komplexität nur für die im FLB-Projekt ausgewählten repräsentativen Bereiche der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts vorgeschlagen: Kayna-Süd, Mücheln-
Innenkippe, Golpa-Nord, Sandtrockenrasen bei Petersroda und Holzweißig-West sowie Halden
in der Goitsche. Für diese Gebiete liegt durch die Projektbearbeitung bereits eine Ersterfassung der
vorgeschlagenen Monitoringobjekte und –prozesse vor. Zur detaillierten Methodik wird auf Kapitel 2
verwiesen. Die entsprechenden Dauerbeobachtungsflächen sind in einem vermarkten und mit GPS
vermessenen Rastersystem jederzeit wieder lokalisierbar (siehe Kap. 2.3).
Insbesondere in Hinblick auf die Festlegung von Grenzwerten für die Erfolgskontrolle im Rahmen der
Überwachung der Entwicklungsprozesse (rechtzeitige Detektion von Veränderungen
naturschutzfachlicher Wertgrößen) bzw. deren Modifikation unter veränderten Rahmenbedingungen
ist weiterer Forschungsbedarf zu konstatieren.
Das Monitoring von Zielarten wird für insgesamt 13 naturschutzfachlich wertvolle Bereiche in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft vorgeschlagen (zur Konkretisierung siehe Kap. 5.2.6.2).
433

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 180 Organisationsniveaus, Monitoringobjekte und –prozesse, Erfassungsmethoden und Maßstabsebenen des naturschutzfachlichen Monitoring
Organisationsebene
Monitoringobjekte und –prozesse
Erfassungsmethoden
Maßstab/Flächengrößen
Arten/Populationen
Zielarten
Indikatorarten
Indikatorpopulationen
- Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren,
- komb. Abundanz-/Dominanzschätzungen,
- Brutvogelkartierungen ausgewählter Arten
Repräsentative (Dauer-) Probeflächen
(1 - 400 m²),
Rasterkartierungen Brutvögel (0,5 bis 2 km²)
Zönosen/Sigmeten
Ausprägung und Diversität von Vegetationseinheiten
und Sigmeten,
lokale pflanzliche Artendiversität,
Bodengenese
- komb. Abundanz-/Dominanzschätzung,
- Brutvogelsiedlungsdichteuntersuchungen
und/oder –rasterkartierungen
- Biomasseschätzung, Humusstatus,
- feldbodenkundliche Bestimmung (KA 4)
Flächenstichproben: repräsentative Rasterflächen
(100 x 100 m),
Dauerbeobachtungsflächen (20 m² bis 1 ha)
Biotope
Ausprägung, Diversität und räumliche Verteilung
verschiedener Biotoptypen
- Terrestrische Biotopkartierung nach FBM-
Schlüssel
längerfristig nach techn. Fortschritt in Kombination
mit Fernerkundungsmethoden
Repräsentative Tagebaubereiche (0,1 - 2 km² )
Maßstab 1 : 1.000 bis 1 : 5.000
Landschaftselement
(Tagebauregionen)
Indikatoren: Anteil und räumliche Verteilung von:
- Rohbodenflächen,
- gehölzfreien Offenlandbereichen,
- Verbuschungsflächen,
- Röhrichtflächen,
- geomorphologischen Prozess- und Reliefformen,
- Zerschneidungselementen (Wege, Straßen, Bauten
etc.)
Methoden der Fernerkundung (kostengünstige
Routinemethoden)
Maßstab 1 : 25.000 bis 1 : 50.000
Naturraum
Biotopverbund potenziell naturschutzfachlich
wertvoller Bereiche (s. Indikatoren)
Methoden der Fernerkundung (kostengünstige
Routinemethoden)
Maßstab 1 : 100.000
434

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Da das Vorkommen von seltenen Arten nicht in jedem Fall mit einer hohen lokalen Diversität korreliert
(z.B. PRENDERGAST et al. 1993) und zudem die Erfassung der Artendiversität größerer Gebiete mit
einem sehr hohen zeitlichen und finanziellen Aufwand verbunden ist, soll für die Überwachung der
lokalen Artendiversität der Pflanzen auf die Auswahl zufällig ausgeloster Untersuchungsflächen in
repräsentativen Bereichen zurückgegriffen werden (Flächenstichproben im 100 m x 100 m Raster, vgl.
Kap. 5.2.4). Diese Erfassung kann auf den Flächen sinnvoll mit der Überwachung der Entwicklung von
Vegetationstypen gekoppelt werden (s.u.). Auf Grund der Vielfalt an Tierarten und des hohen
Bestimmungsaufwandes ist eine Kompletterfassung der faunistischen Artendiversität auf
Flächenstichproben nicht gerechtfertigt.
Strukturelle Entwicklungsprozesse in der Landschaft werden vorrangig durch den Anteil und durch die
Verteilung von Biotop- und Nutzungstypen geprägt. Deshalb soll ein Monitoring von Vegetations- und
Biotoptypen sowie der daran gekoppelten Bodenbildungsprozesse in den repräsentativen
Tagebaufolgeflächen (Flächenstichproben s.o.) fortgeführt werden. Für Offenlandbereiche werden auf
Grund der positiven Erfahrungen auf dem Sandtrockenrasen bei Petersroda (vgl. Kap. 5.2.5)
sigmasoziologische Kartierungen angeregt.
In das Monitoring soll zusätzlich eine Überwachung der Maßnahmen zur naturnahen Ufer- und
Böschungssicherung (Mähgutauflagen, Mulchdecksaaten, Röhrichtinitialen) integriert werden. Dazu
werden für die terrestrischen Standorte folgende repräsentative Versuchsanlagen vorgeschlagen:
• Löß/Geschiebelehm im Südraum: Blockanlage Roßbach (Mulchdecksaaten, Mähgutauflagen)
• Mischsubstrate im Südraum: Mähgutauflage Mücheln-Innenkippe (Mulchdecksaat Westböschung,
B01-07)
• Quartärsand/-kies im Nordraum: Restloch Holzweißig-West (Mulchdecksaat C04/C03,
Mähgutauflagen an der Schwedenschanze)
Folgende Kriterien sollen erfasst werden:
• Artenbestand und -deckung (in %)
• Deckung der Vegetationsschichten
• Erosionsprozesse
Für den zukünftigen Uferbereich ist die Versuchsanlage am Restloch Holzweißig–West vorgesehen
(ingenieurbiologische Ufersicherung an der Nordböschung, Mulden mit Röhrichtinitialen an der
Ostböschung).
Folgende Kriterien sollen erfasst werden:
• Vegetationsentwicklung im verbauten und unverbauten Bereich
• Arten- und Bestandesstruktur (Deckung in %)
• Erosionsprozesse
Langfristig ist vor allem auf der Ebene der Biotope (Verteilung, Ausprägung, Diversität) eine stärkere
Integration von kostengünstigen routinemäßigen Methoden der Fernerkundung geplant. Für folgende
Fragestellungen ist auf Grund des wissenschaftlich-technischen Fortschrittes aktuell der Einsatz von
Fernerkundungsmethoden möglich (vgl. auch Kap. 5.2.7):
• Biotopverbund mit dem Umland (Charakterisierung durch Landschaftsindices, Dokumentation von
Verbundstrukturen)
• generalisierende und großflächige Dokumentation der Landschaftsentwicklung mittels leicht
erfassbarer Indikatoren für Zielarten und Entwicklungsprozesse (Anteil Rohboden- und
Offenlandbereiche, Verbuschungstendenzen, Röhrichtflächen, Morphodynamik etc.),
• Überwachung von Negativindikatoren (Zerschneidungen durch Wege, Straßen etc., Bebauungen,
Intensivnutzungen)
435

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Für die mittelfristige Überwachung der Entwicklungsprozesse im Zeitraum von 2005 – 2020 wird
ein 5 - Jahres-Intervall vorgeschlagen. In diesem Zeitraum sind sehr dynamische Prozesse der
Biotopdifferenzierung nach der Flutung der Tagebaue und dem Grundwasseranstieg zu erwarten und
es werden Erfolgskontrollen der Maßnahmen zur Ufer- und Böschungssicherung notwendig.
Außerdem wird in allen Tagebaubereichen der Beginn einer differenzierten Tourismusentwicklung
erwartet.
Für eine langfristige Überwachung der Entwicklungsprozesse ab 2020 wird eine weniger stark
dynamische Veränderung der Biotope und Zönosen prognostiziert, es wird sich ein relativ stabiler
Wasserhaushalt einstellen und es werden vorrangig durch Sukzessionsprozesse bedingte
Veränderungen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ablaufen. Deshalb erscheint ein 10 - Jahres-
Intervall ausreichend.
5.2.6.2 Gebietsspezifische Konkretisierung der Leitbilder für naturschutzfachlich besonders
wertvolle Gebiete und Ableitung von Zielartengruppen
(Hans-Markus Oelerich, Michael Reuter, Jörg Huth & Sabine Tischew)
Im Folgenden werden für 13 ausgewählte naturschutzfachlich wertvolle Gebiete in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft anhand eines formulierten Leitbildes (ggf. gegliedert in ein
Leitbild früher und später Sukzessionsstadien) die gebietsspezifischen Zielarten und Methoden ihrer
Erfassung aufgeführt.
Für die komplexen Analysen und Bewertungen auf der Ebene von Zönosen, Biotopen sowie der
Landschaft, die in den Tagebaubereichen Kayna-Süd, Mücheln-Innenkippe, Golpa-Nord,
Sandtrockenrasen bei Petersroda und Holzweißig-West sowie Halden in der Goitsche geplant sind,
wurde ein methodischer Rahmen in Kap. 5.2.6 vorgestellt.
Für alle Erhebungen gelten die ebenfalls in Kap. 5.2.6 aufgeführten zeitlichen Intervalle. Das
Monitoring sollte 2005 beginnen.
Tab. 181 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für den Bereich 'Bachaue' des Tagebaus Golpa-
Nord
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Golpa-Nord (Bereich 'Bachaue')
Leitbild früher Sukzessionsstadien: Biotop-Mosaike aus Rohboden, Offenlandgesellschaften, initialen Vorwaldstadien,
initialen Röhrichten und jungen weiherartigen Gewässern
Leitbild später Sukzessionsstadien: geomorphologisch und habitatstrukturell vielfältiger Übergangsbereich zwischen dem
Tagebaurestsee (mit Röhrichtzonen) und angrenzendem Wald bzw. der Agrarlandschaft; zum großen Teil mit naturnahen
Vorwäldern und Forsten, eingelagert ein (temporärer) Bachlauf und zwei Weiher mit ± großem Saum aus Röhrichten,
Feuchtvegetation; die Weiher mit reicher Wasservegetation
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Vögel
Amphibien
Filago arvensis,
Scleranthus polycarpos,
Dianthus deltoides,
Helichrysum arenarium,
Hieracium piloselloides,
Centaurium erythraea,
Rhinanthus minor,
Sanguisorba officinalis,
Epipactis atrorubens,
Illecebrum verticillatum
Brachpieper,
Braunkehlchen,
Grauammer,
Steinschmätzer
Kreuzkröte,
Wechselkröte
Epipactis atrorubens,
Epipactis helleborine,
Ophioglossum vulgatum, Carex
vulpina,
(Epipactis palustris,
Eriophorum angustifolium)
Utricularia australis,
Chara spec.
(Braunkehlchen),
Drosselrohrsänger,
Grauammer,
Sperbergrasmücke,
Wendehals
Kammolch,
Knoblauchkröte
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren zur Bestimmung der Populationsgröße
komb. Abundanz-/ Dominanzschätzungen
in ausgewählten Rasterflächen (100 m
x 100 m, Ersterfassung 2000)
Rasterkartierung (100 m-Raster)
gefährdeter Brutvogelarten (Ersterfassung:
2001)
Halbquantitative Erfassung der Zielarten
(Ersterfassung: 2001)
436

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Laufkäfer
Heuschrecken,
Ohrwürmer
Libellen
charakteristische Artengruppe der
Pionierbesiedler
Lapidura riparia,
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans
Anax parthenope,
Erythromma viridulum,
Ischnura pumilio
artenreiche Laufkäferzönose mit
typischer Artengruppe der
Röhrichtbesiedler
(Oedipoda caerulescens)
Aeshna isosceles,
Anax parthenope,
Erythromma viridulum,
Lestes virens,
Orthetrum coerulescens
Bodenfallenfänge auf ca. sechs
Untersuchungsflächen in Abständen von 5
Jahren ab 2005 (Ersterfassung: 1998-2000)
Halbquantitative Kartierung der
Heuschreckenarten auf 10 der ca. 100 FLB-
Untersuchungsflächen (Ersterfassung:
2001)
Halbquantitative Erfassung aller
Libellenarten (Ersterfassung: 2000/2001)
Handlungsoptionen: keine Pflegemaßnahmen; keine weitere Düngung der Aufforstungsflächen; Verminderung des
Nährstoffeintrages aus angrenzenden landwirtschaftlichen Flächen durch geeignete Puffermaßnahmen; Verhinderung
zusätzlicher Zerschneidungen (z.B. durch Wegebau) und Bebauungen; naturschutzkonforme Integration in
Tourismuskonzepte
Tab. 182 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche im
Restloch Golpa III
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Restloch Golpa III (Zschornewitz)
Durch die relativ große Abgeschiedenheit (teilweise eingezäuntes Betriebsgelände) und besondere Standortbedingungen
(extrem verzögerte Sukzession im Bereich der ehemaligen Aschespülflächen) besitzt das Gebiet naturschutzfachlich eine
besondere Bedeutung. Es beherbergt die größte Kormorankolonie im südlichen Sachsen-Anhalt und das individuenstärkste
Kammolchvorkommen (Anhang II der FFH-Richtlinie) in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft des Landes.
Leitbild: langfristig vegetationsarme Aschespülflächen mit Biotopmosaiken aus Rohböden (zumeist mit hoher
Kryptogamendeckung) sowie Gras-Kraut-Fluren und einzelnen Gehölzen; geomorphologisch strukturreicher
Schüttrippenkomplex mit hoher Standort- und Biotopvielfalt, strukturreichen Vorwäldern und Wäldern mit z.T. dichter
Krautschicht und hohem Totholzanteil; umwaldeter Restsee mit stark differenzierter, buchtiger Uferlinie, bewaldeten Inseln
und Halbinseln, großen Flachwasserbereichen, (totholzreichen) Röhrichtgürteln und reicher submerser Vegetation; langfristig
nährstoffarme Kleingewässer im Schüttrippenkomplex und in grundwassernahen Bereichen der ehemaligen Aschespülflächen
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Vögel
Amphibien
Laufkäfer
Botrychium lunaria,
Filago arvensis,
Dianthus carthusianorum,
Helichrysum arenarium,
Hieracium piloselloides,
Centaurium erythraea,
Epipactis atrorubens,
Epipactis helleborine
Pulicaria dysenterica,
Epipactis palustris,
Potamogeton berchtoldii,
P. lucens
Brachpieper,
Drosselrohrsänger,
Heidelerche,
Raubwürger*,
Rothalstaucher,
Wendehals
Kammolch,
Knoblauchkröte,
Moorfrosch,
Wechselkröte
charakteristische Artengruppe der
Pionierbesiedler
Botrychium lunaria,
Dianthus carthusianorum,
Helichrysum arenarium,
Hieracium piloselloides,
Epipactis atrorubens,
E. helleborine,
E. palustris,
Chara spec.,
Potamogeton berchtoldii,
P. lucens
Brachpieper,
Drosselrohrsänger,
Heidelerche,
Raubwürger,
Rothalstaucher,
Wendehals
Kammolch,
Knoblauchkröte,
Moorfrosch,
Wechselkröte
charakteristische Artengruppe der
Pionierbesiedler
Individuenzählungen der Populationen von
Epipactis palustris und Botrychium lunaria
mit 10 Dauerbeobachtungsflächen (2 m x
2 m Ersterfassung: 2001 1 )
andere Arten: Individuenzählungen bzw.
halbquantitative Verfahren zur Bestimmung
der Populationsgröße
Quantitative, lagegenaue Erfassung der
Taucher sowie der gefährdeten
Wasservogel- und Offenlandarten
(Ersterfassung: 2001 1 )
Halbquantitative Erfassung der Bestände
der Zielarten (Ersterfassung: 2001 1 )
Bodenfallenfänge auf zwei
Untersuchungsflächen im Bereich der
Aschespülflächen in Abständen von 5
Jahren ab 2005 (Ersterfassung: 1997/98)
437

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Heuschrecken,
Ohrwürmer
Lapidura riparia,
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans
Lapidura riparia,
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans
Halbquantitative Erfassung der Zielarten
(Verbreitung im Untersuchungsgebiet) in
Abständen von 10 Jahren ab 2010
(Ersterfassung: 2001 1 )
Libellen
Aeshna isosceles,
Aeshna juncea,
Coenagrion hastulatum*,
Erythromma viridulum,
Lestes virens,
Leucorrhinia pectoralis
Aeshna isosceles,
Aeshna juncea,
Coenagrion hastulatum*,
Erythromma viridulum,
Lestes virens,
Leucorrhinia pectoralis
Halbquantitative Erfassung aller
gefährdeten Libellenarten in Abständen von
5 Jahren ab 2005 (Ersterfassung:
2000/2001 1 )
Handlungsoptionen: prioritäre Ausweisung als NSG; möglichst Verzicht auf jegliche Sanierungsmaßnahmen, insbesondere
Erhalt der geomorphologischen Sonderstrukturen (vor allem Schüttrippenkomplex) auch bei Restlochflutung, keine
Abdeckung der Ascheflächen, ggf. sehr langfristig bei Vegetationsschluss der Ascheflächen Maßnahmen zur
Wiederentstehung von Rohbodenflächen (auf Grund der besonderen Standortbedingungen vergleichsweise geringer Aufwand
mit langfristiger Wirkung), ggf. spezielle Artenschutzmaßnahmen bei Habitatverlust (insbesondere für die FFH-Anhang II-
Arten Kammolch und der Libellenart Leucorrhinia pectoralis, z.B. Initiierung von Kleingewässern bei flutungsbedingtem
Verlust)
1 Untersuchungen im Rahmen der ‘Gefährdungsabschätzung zum Tagebaurestloch Golpa III VEAG-Standort Kraftwerk
Zschornewitz’ im Auftrag der VEAG durch CUI und OEKOKART (August 2001)
Tab. 183 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche des
Sandtrockenrasens Petersroda (Goitsche)
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Sandtrockenrasen bei Petersroda (Goitsche)
Aktuell größter Sandtrockenrasen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (mit den charakteristischen
Pflanzenarten und -gesellschaften)
Leitbild: Dynamische und ungestörte Entwicklung eines strukturreichen Biotopmosaiks mit hohen Anteilen an
Offenlandbereichen (ausdauernder Sandtrockenrasen mit Kieferngruppen bzw. anderen Gehölzen; einzelne kleinflächige
Rohbodenstellen, vor allem auf und an den Wegen; Auftreten von Land-Reitgras-Beständen bleibt auf einzelne Flächen
beschränkt). Da die aktuelle Entwicklung der Grundwasserstände nicht den Prognosen aus den hydrologischen Modellen der
LMBVmbH entspricht, muss das Leitbild in der weiteren Entwicklung des Gebietes ggf. modifiziert werden.
Pflanzen
Vögel
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Filago arvensis,
Scleranthus polycarpos,
Dianthus deltoides,
Helichrysum arenarium,
Hieracium piloselloides,
H. brachiatum,
H. fallax,
H. zizianum
Brachpieper,
Heidelerche,
Raubwürger
Dianthus deltoides,
Helichrysum arenarium,
Hieracium piloselloides,
H. brachiatum,
H. fallax,
H. zizianum
(Brachpieper),
Heidelerche,
Raubwürger
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren zur Bestimmung der
Populationsgröße
Kartierung von Sigmeten (vgl. Kap. 5.2.5,
Ersterfassung 1995)
Punktkartierung der Zielarten und weiterer
gefährdeter Arten in Abständen von 5
Jahren ab 2005 (Ersterfassung: 2001)
Reptilien Schlingnatter gezielte Suche nach möglichen,
perspektivischen Vorkommen (Auslegen
von Schlangenblechen)
Laufkäfer
Heuschrecken
charakteristische Artengruppe der
Trockenrasen
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans,
Stenobothrus stigmaticus*
charakteristische Artengruppe der
Trockenrasen
Oedipoda caerulescens,
Stenobothrus stigmaticus
Bodenfallenfänge auf zwei
Untersuchungsflächen in Abständen von 5
Jahren ab 2005 (Ersterfassung: 1996/97)
Populationsdichteunteruchungen der
Zielarten (z.B. nach BAYES) auf 3 - 4
Flächen in Abständen von 10 Jahren ab
2010 (Ersterfassung: 1997 bzw. 2001)
Handlungsoptionen: Gewährleisten einer ungestörten Entwicklung des Gebietes. Falls der Grundwasseranstieg den
ursprünglichen Prognosen der LMBVmbH entspricht, können sporadische Entbuschungsmaßnahmen bzw. das Entfernen von
Einzelkiefern oder Kieferngruppen in Zeitabständen von fünf bis zehn Jahren zum Offenhalten der Flächen (als Habitate u.a.
des Brachpiepers oder der Heidelerche) im Rahmen eines Arten- und Biotopschutzes sinnvoll sein. Aktuell wird im Gebiet
jedoch die Strategie des Prozessschutzes favorisiert. Auf die Gefahr einer unkontrollierten Ausbreitung von Rot-Eichen aus
den Anpflanzungen im Gebiet in die Offenlandbereiche (mit Eintritt in die Samenphase) wird dringend hingewiesen.
438

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Tab. 184 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche im
NSG Schlauch Burgkemnitz und angrenzende Innenkippenbereiche (ehemaliger Tgb. Muldenstein)
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
NSG Schlauch Burgkemnitz und angrenzende Innenkippenbereiche (ehemaliger Tagebau Muldenstein)
Das Gebiet hat insbesondere für Libellen und Vögel eine besondere naturschutzfachliche Bedeutung. Es handelt sich um das
artenreichste und bedeutendste Libellen-Reproduktionsgebiet in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts mit
individuenstarken Vorkommen zahlreicher gefährdeter Arten, darunter einigen Arten, die, bezogen auf die Bergbaugebiete,
nur hier reproduzieren. Kranich und Bekassine wurden als wertgebende Vogelarten der großflächigen Sümpfe und
Verlandungszonen innerhalb der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft des Landes bisher nur hier nachgewiesen.
Leitbild: strukturreicher Feuchtgebietskomplex aus verschiedenen Gewässer- und Röhrichttypen, Seggenriedern,
Niedermoorinitialen, Feuchtgebüschen und Vorwäldern feuchter Standorte im Anschluss an struktur- und gebüschreiche
Halboffenlandbereiche und Vorwälder trockener und frischer Standorte
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Filago arvensis,
Filago arvensis,
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Helichrysum arenarium,
Helichrysum arenarium,
Verfahren zur Bestimmung der Populationsgröße
Hieracium piloselloides,
Hieracium piloselloides,
Botrychium lunaria,
Botrychium lunaria,
Individuenzählungen der Populationen von
Epipactis palustris,
Epipactis palustris,
Epipactis palustris und Botrychium lunaria
Dactylorhiza fuchsii,
Dactylorhiza fuchsii,
mit je 10 Dauerbeobachtungsflächen (2 m x
Eriophorum angustifolium,
Carex vulpina,
Centaurium pulchellum,
Eleocharis acicularis,
Potamogeton acutifolius,
P. berchtoldii,
Utricularia australis,
Chara spec.
Eriophorum angustifolium,
Carex vulpina,
Centaurium pulchellum,
Eleocharis acicularis,
Potamogeton acutifolius,
P. berchtoldii,
Utricularia australis,
Chara spec.
2 m)
Vögel
Bartmeise*,
Bekassine,
Braunkehlchen,
Drosselrohrsänger,
Kranich,
Rohrdommel,
Tüpfelralle*,
Sperbergrasmücke
Bartmeise,
Bekassine,
Braunkehlchen,
Drosselrohrsänger,
Kranich,
Rohrdommel,
Tüpfelralle,
Sperbergrasmücke
Quantitative, lagegenaue Erfassung
(Siedlungsdichte) aller Wasservögel und
gefährdeten Brutvogelarten (Ersterfassung:
2000/2001)
Reptilien Ringelnatter Ringelnatter Erfassung der veränderten Verbreitung der
Art im Gebiet (in Anpassung an die sich
veränderten Feuchtgebiete)
Amphibien
Heuschrecken
Libellen
Knoblauchkröte,
Laubfrosch*,
Moorfrosch,
Seefrosch
Conocephalus dorsalis,
Stethophyma grossum
Aeshna juncea,
Coenagrion hastulatum,
Lestes dryas,
Lestes virens,
Leucorrhinia dubia,
Leucorrhinia pectoralis,
Leucorrhinia rubicunda,
Orthetrum coerulescens,
Somatochlora flavomaculata,
Sympetrum depressiusculum
Knoblauchkröte,
Laubfrosch,
Moorfrosch,
Seefrosch
Conocephalus dorsalis,
Stethophyma grossum
Aeshna juncea,
Coenagrion hastulatum,
Lestes dryas,
Lestes virens,
Leucorrhinia dubia,
Leucorrhinia pectoralis,
Leucorrhinia rubicunda,
Orthetrum coerulescens,
Somatochlora flavomaculata,
Sympetrum depressiusculum
Halbquantitative Erfassung der Zielarten
(Ersterfassungen: 1997 und 2001)
Halbquantitative Erfassung des Bestandes
von Stethophyma grossum (Ersterfassung:
2000)
Halbquantitative Erfassung der Zielarten
und aller weiteren gefährdeten Libellenarten
im Bereich der Probeflächen von FBM und
FLB (bisherige Erfassungen: 1997, 2000
und 2001), ggf. Verschiebung der
Probeflächen in Anpassung an die
Wasserstandsentwicklung
Handlungsoptionen: Erweiterung des NSG um die Innenkippenbereiche östlich des Bibergrabens (Ableiter Blauer See);
keine Pflegemaßnahmen; bevorzugt Prozessschutz, ggf. künstliche Wasserhaltung im Bereich des Bibergrabens bei
Funktionsverlust der Biberdämme (z.B. bei Abwanderung der Biber); Verhinderung der Entwässerung ehemaliger
Aufforstungen im Bereich der vorgeschlagenen NSG-Erweiterungsflächen; Verhinderung weiterer Aufforstungen; unbedingter
Verzicht auf Nachsanierung standunsicherer Böschungsbereiche südlich des Blauen Sees (Prozessschutz!); völlige Sperrung
des restlichen Wanderweges entlang des Bibergrabens (ab südlicher NSG-Grenze) durch wasseranstiegsbedingte Erhöhung
der Bedeutung wegnaher Flächen für störempfindliche Arten (Weg führt z.Z. als Sackgasse bis ins Zentrum sensibler
Bereiche, Durchgängigkeit zum Blauen See ist aus Standsicherheitsgründen und durch den Wasseranstieg nicht mehr
möglich)
439

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 185 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche im
Restloch Lochau (südöstliche Innenkippe)
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Restloch Lochau (südöstliche Innenkippe)
Leitbild: strukturreicher Gewässer-/Feuchtgebietskomplex aus kleinen Seen, großflächigen Röhrichten mit hoher
Grenzlinienlänge, temporären Flachwasserbereichen, Seggenriedern, Niedermoorinitialen, Feuchtgebüschen und Vorwäldern
feuchter Standorte im Anschluss an Halboffenlandbereiche mit wechselfeuchten Röhrichten, Gras-Kraut-Fluren und
Vorwäldern
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Epipactis palustris,
Eriophorum angustifolium,
Triglochin palustre,
Ophioglossum vulgatum,
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren zur Bestimmung der Populationsgröße
Vögel
Bartmeise,
Bekassine*,
Drosselrohrsänger,
Kleine Ralle,
Rohrdommel,
Schilfrohrsänger*,
Tüpfelralle*,
Zwergdommel*
Epipactis palustris,
Eriophorum angustifolium,
Triglochin palustre,
Ophioglossum vulgatum,
Carex vulpina,
Nanocyperion-Arten
Bartmeise,
Bekassine,
Drosselrohrsänger,
Kleine Ralle,
Rohrdommel,
Schilfrohrsänger,
Tüpfelralle,
Zwergdommel
Individuenzählungen der Populationen von
Epipactis palustris mit 10 Dauerbeobachtungsflächen
(2 m x 2 m)
Quantitative, lagegenaue Erfassung
(Siedlungsdichte) aller Wasservögel in
Abständen von 10 Jahren ab 2005
(Ersterfassung 1997: 3 Siedlungsdichte-
Flächen)
Reptilien Ringelnatter Ringelnatter gezielte Suche nach möglichen Vorkommen
(Auslegen von Schlangenblechen;
Absuchen von Röhricht-/Uferflächen)
Amphibien
Libellen
Knoblauchkröte,
Laubfrosch*,
Moorfrosch,
Seefrosch
Aeshna isosceles,
Lestes virens,
Lestes dryas*,
Erythromma viridulum,
Leucorrhinia pectoralis*
Knoblauchkröte,
Laubfrosch,
Moorfrosch,
Seefrosch
Aeshna isosceles,
Lestes virens,
Lestes dryas,
Erythromma viridulum,
Leucorrhinia pectoralis
Halbquantitative Erfassung der Zielarten
(Ersterfassungen: 1997 und 2001)
Halbquantitative Erfassung der gefährdeten
Libellenarten (Ersterfassung: 1997)
Handlungsoptionen: endgültige Ausweisung des einstweilig sichergestellten NSG; Prozessschutz; keine weiteren
Aufforstungen, Verhinderung von Beeinträchtigungen des Gebietes durch das angrenzende Deponiegelände; Kontrolle und
Verminderung störender Freizeitaktivitäten (Baden, Zelten, Angeln)
Tab. 186 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche im
NSG Asendorfer Kippe (Tagebau Amsdorf)
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
NSG Asendorfer Kippe (Tagebau Amsdorf)
Leitbild: strukturreicher Halboffenlandbereich aus Vorwäldern und gebüschreichen Gras-Kraut-Fluren mit zahlreichen
eingestreuten weiherartigen Gewässern und lokalen, sich durch extreme Standortbedingungen langfristig erhaltenden
Rohbodenflächen; als Besonderheit eine quellbeeinflusste Binnensalzstelle mit charakteristischer Vegetation, die durch die
extremen Standortbedingungen und die Wühltätigkeit der Wildschweine langfristig offen bleibt
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Spergularia maritima,
Tetragonolobus maritimus
Spergularia maritima,
Tetragonolobus maritimus
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren zur Bestimmung der Populationsgröße
Vögel
Braunkehlchen,
Grauammer,
Raubwürger,
Schwarzkehlchen,
Sperbergrasmücke
Knoblauchkröte,
Laubfrosch*
Braunkehlchen,
Grauammer,
Raubwürger,
Schwarzkehlchen,
Sperbergrasmücke
Punktkartierung der Zielarten und weiterer
gefährdeter Arten in Abständen von 5
Jahren ab 2005
Amphibien
Knoblauchkröte,
Laubfrosch
halbquantitative Erfassung der Zielarten
(Ersterfassung: 1996, Wiederholung: 2000)
440

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Heuschrecken
Libellen
Lapidura riparia,
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans
Aeshna isosceles,
Erythromma viridulum,
Leucorrhinia dubia*,
Leucorrhinia pectoralis*,
Lestes dryas,
Lestes virens,
Orthetrum coerulescens
Lapidura riparia,
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans
Aeshna isosceles,
Erythromma viridulum,
Leucorrhinia dubia,
Leucorrhinia pectoralis,
Lestes dryas,
Lestes virens,
Orthetrum coerulescens
Erfassung des Bestandes der Zielarten in
den entsprechenden Habitaten
(vegetationsarme Bereiche,
Rohbodenflächen) (Ersterfassung: 1996/97)
Halbquantitative Erfassung der gefährdeten
Libellenarten (Ersterfassung: 1996,
Wiederholung: 2001)
Handlungsoptionen: großflächig Prozessschutz; ggf. Teilentlandung von einzelnen Gewässern (bei völligem Zuwachsen der
freien Wasserfläche) und Entbuschung von Uferbereichen zur langfristigen Erhaltung des Vorkommens von gefährdeten
Libellen- und Amphibienarten; Verhinderung des Ausbaus von Wegen; Verhinderung der Angelnutzung der größeren Weiher;
möglichst keine touristische Nutzung
Tab. 187 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche auf
der Mücheln-Innenkippe (Geiseltal)
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Mücheln-Innenkippe (Geiseltal)
Mücheln-Innenkippe besitzt - neben dem arten- und zum Teil individuenreichen Vorkommen einer Reihe stark gefährdeter
Arten (OEKOKART 2002) - auf Grund des geplanten großflächigen Prozessschutzgebietes in perspektivischer Insellage
(Abschluss der Flutung ca. 2010) eine große überregionale wissenschaftliche Bedeutung.
Leitbild früher Sukzessionsstadien: ausgedehnte Rohbodenflächen, Pionierfluren und Offenlandbereiche mit zum Teil
großflächigen Röhrichten sowie ausgedehnte Gras-Kraut-Fluren mit Einzelgehölzen und junge Vorwälder; in Teilbereichen
hoher Strukturreichtum durch mosaikartige Verzahnung unterschiedlicher Biotoptypen
Leitbild später Sukzessionsstadien: Insel- und Halbinselbereiche mit strukturreichen, älteren und jüngeren Vorwäldern,
naturnahen Laubholzforsten, Halboffenland-Biotopmosaiken sowie Sümpfen und ausgedehnten Uferröhrichten,
Prozessdynamik an Böschungen vor allem im Uferbereich, daher an Abbrüchen und Erosionsrinnen Steilwände und
vegetationsarme Bereiche; großflächig als Totalreservat bzw. Prozessschutzgebiet geschützt und daher nur geringen
anthropogenen Beeinträchtigungen unterliegend
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Vögel
Botrychium lunaria,
Thymelaea passerina,
Linum austriacum,
Hieracium piloselloides,
Centaurea diffusa,
Filago arvensis,
Helichrysum arenarium,
Pyrola rotundifolia,
Listera ovata,
Centaurium pulchellum,
C. erythraea,
Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata,
D. maculata,
Tetragonolobus maritimus,
Ophioglossum vulgatum
Bartmeise,
Bienenfresser,
Blaukehlchen,
Brachpieper,
Braunkehlchen,
Drosselrohrsänger,
Grauammer,
Raubwürger,
Rohrdommel,
Schilfrohrsänger,
Steinschmätzer,
Sperbergrasmücke,
Uhu,
Wendehals
Botrychium lunaria,
Epipactis helleborine,
Pyrola rotundifolia,
Gynmnadenia conopsea,
Orchis militaris,
Listera ovata,
Centaurium pulchellum,
Epipactis palustris,
Eriophorum angustifolium,
Dactylorhiza incarnata,
D. maculat,
Tetragonolobus maritimus,
Ophioglossum vulgatum,
Salix repens
Bartmeise,
Bienenfresser,
Blaukehlchen,
Braunkehlchen,
Drosselrohrsänger,
Fischadler,
Flussseeschwalbe,
(Raubwürger),
Rohrdommel,
(Schilfrohrsänger),
Sperbergrasmücke,
(Uhu),
Wendehals
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren zur Bestimmung der Populationsgröße
Individuenzählungen der Populationen von
Epipactis palustris, Dactylorhiza incarnata,
Ophioglossum vulgatum und Botrychium
lunaria auf je 5 - 10
Dauerbeobachtungsflächen (2 m x 2 m)
Brutvogelrasterkartierung (100 m-Raster,
alle Arten) sowie Punktkartierung der
Zielarten (Ersterfassung: 2000)
441

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Amphibien
Heuschrecken,
Ohrwürmer
Libellen
Wildbienen
Knoblauchkröte
Wechselkröte
Seefrosch
Lapidura riparia,
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans
Lestes virens,
Erythromma viridulum,
Aeshna isosceles,
Anax parthenope
alle gefährdeten Arten (vgl.
OEKOKART 2002, RANA 2002)
Seefrosch
Conocephalus dorsalis,
(Lapidura riparia),
(Oedipoda caerulescens),
(Sphingonotus caerulans),
(Stethophyma grossum)
(Lestes virens),
Erythromma viridulum,
Aeshna isosceles,
Anax parthenope
alle gefährdeten Arten (vgl.
OEKOKART 2002, RANA 2002)
halbquantitative Erfassung der Zielarten
(Ersterfassung: 2001)
halbquantitative Kartierung der
Heuschreckenarten auf 20 der insgesamt
100 FLB-Untersuchungsflächen
(Ersterfassung: 2001)
halbquantitative Erfassung aller
Libellenarten vorerst in den
Untersuchungsflächen FBM/FLB, nach
Flutung an ausgewählten Uferbereichen
des perspektivischen Restsees auf 10
Probeflächen (Ersterfassung 1996, erste
Wiederholung: 2001)
Untersuchung des Gesamtartenspektrums
an geeigneten Habitaten wie Steilwänden,
südexponierten vegetationsarmen
Bereichen (Ersterfassung 2001 [RANA
2002])
Handlungsoptionen: endgültige Ausweisung des einstweilig gesicherten NSG (einschließlich der Ausweisung des
Prozessschutzgebietes); Besucherlenkung durch geeignete Wegeführung sowie Öffentlichkeitsarbeit im zugänglichen Teil des
NSG; Kontrolle der Einhaltung von Verboten im NSG (Betreten, Anlanden, Angeln, Baden, Zelten, insbesondere im
Prozessschutzgebiet); keine weiteren Aufforstungen und Einsaaten; Einrichtung und Unterhaltung von Brutvogel-Nistflößen
und Fischadler-Nisthilfen als spezielle Artenschutzmaßnahmen für gefährdete Vogelarten
Tab. 188 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche im
Restloch Kayna-Süd (Südteil)
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Restloch Kayna-Süd (Südteil)
Leitbild früher Sukzessionsstadien: einzelne großflächige Rohbodenflächen und vegetationsarme Bereiche, ausgedehnte
Gras-Kraut-Fluren mit Einzelgehölzen, junge Vorwälder und großflächige Röhrichte im Bereich des flachen Seeufers;
insgesamt hoher Strukturreichtum durch mosaikartige Verzahnung unterschiedlicher Biotoptypen
Leitbild später Sukzessionsstadien: größere strukturreiche Vorwälder und Wälder wechseln sich ab mit Halboffenland-
Biotopmosaiken aus Gras-Kraut-Fluren und Gehölzkomplexen und lokalen vegetationsarmen Flächen im Bereich von
extremen Substratbedingungen; das Seeufer mit breitem Röhrichtgürtel; lokal hohe Prozessdynamik an Böschungen im
Uferbereich und an Erosionsrinnen
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Botrychium lunaria,
Linum austriacum,
Erucastrum nasturtiifolium,
Hieracium piloselloides,
H. bauhini,
H. calodon,
H. brachiatum,
H. fallax,
H. zizianum,
Helichrysum arenarium,
Centaurea diffusa,
Ophrys apifera,
Pyrola rotundifolia,
Epipactis atrorubens,
Platanthera chlorantha,
Listera ovata,
E. helleborine,
Centaurium pulchellum,
C. erythraea,
Pulicaria dysenterica,
Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata,
D. maculata
Botrychium lunaria,
Linum austriacum,
Hieracium piloselloides,
H. bauhini,
H. calodon,
H. brachiatum,
H. fallax,
H. zizianum,
Helichrysum arenarium,
Centaurea diffusa,
Ophrys apifera,
Pyrola rotundifolia,
Epipactis atrorubens,
Platanthera chlorantha,
Listera ovata,
E. helleborine,
Pulicaria dysenterica,
Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata,
D. maculata,
Salix repens
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren zur Bestimmung der Populationsgröße
Individuenzählungen der Populationen von
Epipactis palustris, Dactylorhiza incarnata
und Botrychium lunaria auf je 5 - 10
Dauerbeobachtungsflächen (2 m x 2 m)
442

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Vögel
Amphibien
Heuschrecken,
Ohrwürmer
Libellen
Blaukehlchen,
Brachpieper,
Braunkehlchen,
Drosselrohrsänger,
Grauammer,
Raubwürger,
Rohrdommel*,
Steinschmätzer,
Uferschwalbe
Knoblauchkröte
Wechselkröte
Seefrosch
Lapidura riparia,
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans
Aeshna isosceles,
Anax parthenope,
Erythromma viridulum*
Blaukehlchen,
Braunkehlchen,
Drosselrohrsänger,
Grauammer,
Raubwürger,
Rohrdommel,
(Uferschwalbe),
Wendehals
Seefrosch
Conocephalus dorsalis,
(Lapidura riparia),
(Oedipoda caerulescens),
(Sphingonotus caerulans)
Aeshna isosceles,
Anax parthenope,
Erythromma viridulum
Punktkartierung naturschutz-fachlich
relevanter Arten in Abständen von 5 Jahren
ab 2005, Brutvogelrasterkartierung (100 m-
Raster, alle Arten) in Abständen von 10
Jahren ab 2010 (Erster-fassung: 2000)
halbquantitative Erfassung der Zielarten
(Ersterfassung: 2000)
halbquantitative Kartierung der
Heuschreckenarten auf 20 der ca. 100 FLB-
Untersuchungsflächen (Ersterfassung:
2001)
halbquantitative Erfassung aller
Libellenarten im Bereich des flachen
Südufers (Ersterfassung: 2000)
Handlungsoptionen: Ausweisung als NSG; Besucherlenkung durch geeignete Wegeführung; Kontrolle der Einhaltung von
Verboten im geplanten NSG (Betreten, Anlanden, Angeln, Baden, Zelten); keine weiteren Aufforstungen und Einsaaten; ggf.
langfristig Offenhalten von Rohbodenflächen (Abschieben von Oberboden im Bereich sauerer und/oder kohlehaltiger
Substrate) bei sukzessionsbedingter Flächenverminderung (Mindestanspruch für die Heuschrecken-Zielarten: 3 - 4 räumlich
zusammenhängende Teilflächen von je 0,2 - 0,4 ha)
Tab. 189 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche im
Restloch Roßbach
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Restloch Roßbach
Leitbild früher Sukzessionsstadien: großflächige Rohbodenflächen und vegetationsarme Bereiche auf z.T. bindigen und
kohlehaltigen Substraten, strukturreiche Gras-Kraut-Fluren mit Einzelgehölzen, junge Vorwälder, Weiher und Kleingewässer
mit artenarmen Röhrichten sowie einzelne Quellbereiche mit temporär abfließenden Rinnsalen; permanente Neuentstehung
von Rohbodenflächen und vegetationsarmen Quellbereichen durch laufenden Kaolinabbau
Leitbild später Sukzessionsstadien: abhängig von Dauer und Umfang des laufenden Kaolinabbaus; langfristig nach
Abbauende und Flutung ein größerer Restsee mit buchtiger Uferlinie und teilweise breiten Uferröhrichten, im
Böschungsbereich strukturreiche Vorwälder und Halboffenland-Biotopmosaike aus Gras-Kraut-Fluren und Gehölzkomplexen
und kleineren vegetationsarmen Flächen; lokal hohe Prozessdynamik an Böschungen im Uferbereich und an Erosionsrinnen
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Vögel
Botrychium lunaria,
Linum austriacum,
Gypsophila paniculata,
Hieracium piloselloides,
Centaurea diffusa,
Ophrys apifera,
Epipactis atrorubens,
Platanthera chlorantha,
P. bifolia,
Listera ovata,
Centaurium pulchellum,
C. erythraea,
Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata,
D. maculata,
Ophioglossum vulgatum,
Salix repens
Brachpieper,
Braunkehlchen,
Drosselrohrsänger,
Grauammer,
Raubwürger,
Steinschmätzer
Botrychium lunaria,
Centaurea diffusa,
Ophrys apifera,
Pyrola rotundifolia,
Epipactis atrorubens,
Platanthera chlorantha,
P. bifolia,
Listera ovata,
E. helleborine,
Pulicarai dysenterica,
Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata,
D. maculata,
Ophioglossum vulgatum,
Salix repens
(Brachpieper),
Braunkehlchen,
Drosselrohrsänger,
Grauammer,
(Raubwürger),
(Steinschmätzer),
Wendehals
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren zur Bestimmung der Populationsgröße
Individuenzählungen der Populationen von
Epipactis palustris, Dactylorhiza incarnata,
Ophioglossum vulgatum und Botrychium
lunaria auf je 5 - 10
Dauerbeobachtungsflächen (2 m x 2 m)
Punktkartierung naturschutzfachlich
relevanter Arten
443

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Amphibien
Heuschrecken,
Ohrwürmer
Libellen
Knoblauchkröte
Wechselkröte
Seefrosch
Lapidura riparia,
Oedipoda caerulescens,
Sphingonotus caerulans
Aeshna isosceles*,
Anax parthenope,
Erythromma viridulum,
Orthetrum coerulescens,
Orthetrum brunneum
(Knoblauchkröte)
(Wechselkröte)
Seefrosch
Conocephalus dorsalis,
(Lapidura riparia),
(Oedipoda caerulescens),
(Sphingonotus caerulans),
(Stethophyma grossum)
Aeshna isosceles,
Anax parthenope,
Erythromma viridulum,
(Orthetrum coerulescens),
(Orthetrum brunneum)
halbquantitative Erfassung der Zielarten
halbquantitative flächendeckende
Kartierung der Zielarten nach Abbau- und
Sanierungsende und
Wiederholungskontrolle nach Flutungsende
halbquantitative Erfassung von Orthetrum
coerulescens und Orthetrum brunneum an
den entsprechenden Habitaten
(Quellbereiche, Rinnsale) in Abständen von
5 Jahren ab 2005 (Ersterfassung: 1996,
Nachkontrolle: 2000, 2001)
Handlungsoptionen: Berücksichtigung einer buchtenreichen Uferlinie und größerer Flachwasserbereiche am
perspektivischen Restsee in der Sanierungsplanung; Verzicht auf Aufforstungen im Bereich der Böschungen
Tab. 190 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche auf
der Halde Blösien (Geiseltal)
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Halde Blösien (Geiseltal)
Leitbild: sehr strukturreiche Halde mit hoher Grenzlinienlänge zwischen Gehölzen und Halboffenland; mit alten
höhlenreichen, sich unbeeinflusst entwickelnde Robinien- und Pappelforsten mit hohem Anteil an standortheimischen
Gehölzarten, hohem Totholzanteil und teilweise dichter Strauchschicht sowie mit ausgeprägten Waldmantelstrukturen im
Übergangsbereich zur Agrarlandschaft; Haldenplateaus mit naturnahen Vorwäldern und dornstrauchreichem Halboffenland;
insgesamt sehr artenreiche Avizönose mit hoher Abundanz von Greifvögeln, gebüschbrütenden Vogelarten und
anspruchsvollen Höhlenbrütern; südlich der Halde am Rand des Tagebaurestloches eine sich langfristig erhaltende
Lößsteilwand mit Vorkommen wertgebender (xerothermer) Vogel- und Insektenarten
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Vögel
Wildbienen
artenreiche Gesamtavizönose
(siehe Leitbild);
Raubwürger*,
Rotmilan,
Schwarzmilan,
Sperbergrasmücke,
Wendehals
alle gefährdeten Arten (vgl.
OEKOKART 2002, RANA 2002)
artenreiche Gesamtavizönose
(siehe Leitbild);
Raubwürger,
Rotmilan,
Schwarzmilan,
Sperbergrasmücke,
Wendehals
alle gefährdeten Arten (vgl.
OEKOKART 2002, RANA 2002)
Brutvogel-Siedlungsdichteuntersuchung
(alle Arten) in Abständen von 10 Jahren ab
2010 (Ersterfassung: 2000/2001)
Untersuchung des Gesamtartenspektrums
an der Lößsteilwand südlich der Halde in
Abständen von 10 Jahren ab 2010
(Ersterfassung 2001 [RANA 2002])
Handlungsoptionen: Prozessschutz im Bereich der gesamten Halde (keine forstliche Nutzung, keine Aufforstung der
Plateauflächen, kein weiterer Wegeausbau, keine touristische Erschließung); langfristiger Erhalt einer Lößsteilwand südlich
der Halde (Rest der Tagebauaußenkante), eventuell durch Abstechen im Abstand von mehreren Jahren
444

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Tab. 191 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche auf
der Halde Klobikau (Geiseltal)
Halde Klobikau (Geiseltal)
Leitbild: sehr strukturreiche Halde mit hoher Grenzlinienlänge zwischen Gehölzen und Halboffenland; im Bereich der
Böschungen (insbesondere Nordböschung) alte höhlenreiche, sich unbeeinflusst entwickelnde Robinien- und Pappelforste mit
hohem Anteil an standortheimischen Gehölzarten, teilweise dichter Strauchschicht, hohem Totholzanteil und hoher Abundanz
von Greifvögeln, gebüschbrütenden Vogelarten und anspruchsvollen Höhlenbrütern; ausgeprägte Waldmantelstrukturen im
Übergangsbereich zur Agrarlandschaft; Haldenplateau mit älteren Robinien- und Pappelforsten, in denen durch Voranbau
standortheimischer Arten eine Entwicklung zu naturnahen Laubmischwäldern begonnen hat, desweiteren ältere Vorwälder mit
naturnaher Artenzusammensetzung; das östliche Haldenplateau großflächig mit strukturreichem Halboffenland aus
ausdauernden Gras-Kraut-Fluren und Gehölzen mit hohem Anteil an Dornensträuchern und hoher Abundanz wertgebender
Vogelarten des Halboffenlandes; Halde insgesamt mit sehr artenreicher Avizönose; Südböschung zum Tagebaurestloch mit
Gras-Kraut-Fluren, Einzelgehölzen und lokalen Rohbodenflächen und Steilwänden mit Vorkommen wertgebender
(xerothermer) Vogel- und Insektenarten
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Vögel
Wildbienen
artenreiche Gesamtavizönose
(siehe Leitbild);
Bienenfresser,
Braunkehlchen,
Grauammer,
Raubwürger,
Rotmilan,
Schwarzkehlchen,
Schwarzmilan,
Sperbergrasmücke,
Wendehals
alle gefährdeten Arten (vgl.
OEKOKART 2002, RANA 2002)
artenreiche Gesamtavizönose
(siehe Leitbild);
Bienenfresser,
Braunkehlchen,
Grauammer,
Raubwürger,
Rotmilan,
Schwarzkehlchen,
Schwarzmilan,
Sperbergrasmücke,
Wendehals
alle gefährdeten Arten (vgl.
OEKOKART 2002, RANA 2002)
Siedlungsdichteuntersuchung gefährdeter
Vogelarten im Halboffenland des östlichen
Haldenplateaus alle 10 Jahre ab 2003/2004
(detaillierte Ersterfassung nötig, bisher nur
Einzelbegehungen und
Zufallsbeobachtungen)
Untersuchung des Gesamtartenspektrums
an geeigneten Habitaten der Südböschung
zum Restloch (Steilwände, Rohbodenflächen)
in Abständen von 10 Jahren ab
2010 (Ersterfassung 2001 [RANA 2002])
Handlungsoptionen: Prozessschutz im Bereich der strukturreichen Böschungsforste; naturschutzkonforme Nutzung der
Plateauforste (Umbau in autochthone Laubmischwälder fortführen, einige Pappeln als Überhälter stehen lassen,
perspektivisch Übergang zu plenterwaldartiger Bewirtschaftung); keine weitere Aufforstung der Plateauflächen; kein weiterer
Wegeausbau; Erhalt des Halboffenlandcharakters der östlichen Plateauflächen durch Beweidung und/oder Rückschnitt von
Pioniergehölzen; an der Südböschung zumindest partiell Rohbodenflächen durch Abschieben des Oberbodens (ca. alle 10 -
20 Jahre) erhalten; außerdem Anlage künstlicher Steilwände bzw. Erhalt der vorhandenen durch geeignete Maßnahmen (z.B.
Abstechen in größeren Zeitabständen)
Tab. 192 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche auf
der Halde Pfännerhall (Geiseltal)
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
Halde Pfännerhall (Geiseltal)
Leitbild: strukturreiche Halde, im Bereich der Böschungen mit alten höhlenreichen, sich unbeeinflusst entwickelnden
Robinien- und Pappelforsten mit hohem Anteil an standortheimischen Gehölzarten, hohem Totholzanteil und teilweise dichter
Strauchschicht; Haldenplateaus mit Robinien- und Pappelforsten, in denen durch Voranbau standortheimischer Arten eine
Entwicklung zu naturnahen Laubmischwäldern begonnen hat, desweiteren ältere Vorwälder mit naturnaher
Artenzusammensetzung; insgesamt artenreiche Avizönose mit hoher Abundanz von Greifvögeln, Gebüschbrütern und
anspruchsvollen Höhlenbrütern
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Vögel
artenreiche Gesamtavizönose
(siehe Leitbild);
Rotmilan,
Schwarzmilan,
Wendehals
artenreiche Gesamtavizönose
(siehe Leitbild);
Rotmilan,
Schwarzmilan,
Wendehals
Brutvogel-Siedlungsdichteuntersuchung
(alle Arten) im Bereich der 4 FLB-
Probeflächen in Abständen von 10 Jahren
ab 2010 (Ersterfassung: 2000/2001)
Handlungsoptionen: Prozessschutz im Bereich der Böschungsforste; naturschutzkonforme Nutzung der Plateauforste
(Umbau in autochthone Laubmischwälder fortführen, einige Pappeln als Überhälter stehen lassen, perspektivisch Übergang
zu plenterwaldartiger Bewirtschaftung)
445

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Tab. 193 Leitbilder, Zielartengruppen und Methoden des Monitoring für naturschutzfachlich wertvolle Bereiche im
NSG Nordfeld Jaucha und Erweiterungsflächen
Legende: * = aktuelle Zielarten ohne bisher nachgewiesene Reproduktionsvorkommen; Zielarten perspektivisch =
zukünftige Zielarten in 30 - 50 Jahren; perspektivische Zielarten in Klammern = Auftreten der Arten nur bei
entsprechender Habitatentwicklung
NSG Nordfeld Jaucha und Erweiterungsflächen
Leitbild: strukturreiches Altbergbaugebiet mit verschiedenen Gewässertypen, Niedermoorinitialen, Feuchtgebüschen,
gebüschreichen Gras-Kraut-Fluren, Vorwäldern und artenreichen Laubholzforsten; lokal halboffene Quellstandorte
Zielarten aktuell Zielarten perspektivisch Monitoring
Pflanzen
Botrychium lunaria,
Hieracium piloselloides,
H. bauhini,
Centaurea diffusa,
Ophrys apifera,
Epipactis atrorubens,
E. helleborine,
Platanthera chlorantha,
P. bifolia,
Listera ovata,
Orchis militaris,
Gymnadenia conopsea,
C. erythraea,
Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata,
D. maculata,
Ophioglossum vulgatum,
Peucedanum palustre,
Salix repens,
Potamogeton trichoides,
Chara ssp.,
Utricularia vulgaris agg.
Botrychium lunaria,
Ophrys apifera,
Pyrola rotundifolia,
Epipactis atrorubens,
E. helleborine,
Platanthera chlorantha,
P. bifolia,
Listera ovata,
Orchis militaris,
Gymnadenia conopsea,
Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata,
D. maculata,
Ophioglossum vulgatum,
Peucedanum palustre,
Carex volpina,
Salix repens,
Potamogeton trichoides,
Chara ssp.,
Utricularia vulgaris agg
Vögel Große Rohrdommel Große Rohrdommel
Amphibien Kammolch
Knoblauchkröte
Kreuzkröte
Wechselkröte
Kammolch
Knoblauchkröte
Laubfrosch
Libellen
Aeshna isosceles,
Anax parthenope,
Coenagrion pulchellum,
Erythromma viridulum,
Leucorrhinia dubia,
Leucorrhinia pectoralis,
Lestes virens,
Lestes dryas,
Orthetrum coerulescens
Aeshna isosceles,
Anax parthenope,
Coenagrion pulchellum,
Erythromma viridulum,
Leucorrhinia dubia,
Leucorrhinia pectoralis,
Lestes virens,
Lestes dryas,
Orthetrum coerulescens
Individuenzählungen bzw. halbquantitative
Verfahren zur Bestimmung der Populationsgröße
Individuenzählungen der Populationen von
Epipactis palustris, Dactylorhiza incarnata,
Ophioglossum vulgatum und Botrychium
lunaria auf je 5 - 10
Dauerbeobachtungsflächen (2 m x 2 m)
halbquantitative Erfassung der Zielarten
Halbquantitative Erfassung aller
Libellenarten in Abständen von 10 Jahren
ab 2005 in den acht FBM-Probeflächen
(Ersterfassung: 1997/98)
Handlungsoptionen: Durchsetzung der endgültigen Ausweisung der Erweiterungsflächen als NSG; Prozessschutz; keine
weiteren Aufforstungen; Verhinderung von Beeinträchtigungen des Gebietes durch landwirtschaftliche Nutzung auf
angrenzenden Flächen; keine Verfüllung vernässter Ackersenken; gegebenenfalls Artenschutzmaßnahmen für stark
gefährdete Pflanzenarten; Kontrolle und Verminderung störender Freizeitaktivitäten (Baden, Zelten, Angeln)
446

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
5.2.7 Möglichkeiten der Geofernerkundung bei der Analyse, Bewertung und
Prognose der Landschaftsentwicklung
(Jens Birger)
Eine langfristige Überwachung erfordert unter dem Aspekt der Zeit- und Kosteneffizienz die Suche
nach geeigneten, flächendeckend anwendbaren Methoden zur Analyse der Landschaftsentwicklung.
Der Auswertung multitemporaler Satelliten- und Flugzeugscannerdaten für diese Aufgabenstellung ist
in diesem Zusammenhang eine Methode, die besondere Beachtung verdient.
Auf verschiedenen Ebenen können Beiträge für ein Monitoring der Entwicklungsprozesse geleistet
werden. So lassen sich Indikatoren zur Bewertung der Landschaftsentwicklung wie:
• Verbuschungsgrad,
• Waldanteil,
• Röhrichtausdehnung,
• Gewässergröße,
• Rohbodenanteile,
• Unzerschnittenheit und der
• Landschaftsdiversitätsindex
aus Fernerkundungsdatensätzen flächenhaft ableiten.
Informationen zu Maßnahmen, die auf die Entwicklung Einfluss nehmen wie z. B.
• Entbuschung,
• Aufforstung und
• Ansaat
lassen sich ebenfalls gewinnen.
Ausführliche Beispiele für die Detektion von Verbuschungsgraden, Rohbodenanteilen und
Gewässergrößen sowie der Ausdehnung von Röhrichten werden im Endbericht des assoziierten
Forschungsprojektes „Langfristige und großräumige Analyse und Prognose der mitteldeutschen
Bergbaufolgelandschaften mittels hochauflösender Fernerkundungsdaten“ vorgestellt.
Die Landschaftsentwicklung kann durch Veränderungsanalysen basierend auf der Auswertung von
multitemporalen Fernerkundungsdatensätzen überwacht werden. Im Rahmen des assoziierten
Projektes wurde ein Algorithmus (FESPA) entwickelt, der es erlaubt, Aussagen bezüglich der Art der
stattfindenden Veränderungen zu treffen.
Ein Monitoring basierend auf Fernerkundungsdaten kann nur in enger Kopplung mit den
entsprechenden Feldarbeiten erfolgreich umgesetzt werden. Die für die Auswertung von
Fernerkundungsdaten erforderlichen Trainingsflächen müssen durch Feldkartierungen erhoben
werden. Nach der flächenhaften Erfassung der Strukturen mit Hilfe der Fernerkundungsdaten kann
eine Optimierung der Feldarbeiten anhand der Klassifikationsergebnisse erfolgen. Gleichzeitig führen
neue Felderhebungen zur Ausweisung neuer Trainings- und unabhängiger Kontrollflächen.
Eine hybride GIS-Fernerkundungsdatenauswertung kann die Analysen zur Landschaftsentwicklung
und deren Prognosen in quantitativer und qualitativer Hinsicht deutlich verbessern. So ermöglicht sie,
die mit Hilfe des GIS umgesetzten Prognosen künftiger Entwicklungsvorgänge zu verifizieren, zu
ergänzen und zu überprüfen.
447

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.3 InformationsSystem zur Analyse, Bewertung und Prognose der Entwicklung
von BergbaufolgeLandschaften – ISABEL
(Gerd Jünger)
5.3.1 Allgemeine Grundlagen und Definitionen
Die im Projekt gewonnenen Erkenntnisse wurden in das „InformationsSystem zur Analyse, Bewertung
und Prognose der Entwicklung von BergbaufolgeLandschaften“ (ISABEL) integriert. In ihm sind
Informationen über den Lebensraum Braunkohlenbergbaufolgelandschaft und über den derzeitigen
und zukünftigen naturschutzfachlichen Wert ausgewählter Bereiche enthalten. Das ISABEL
ermöglicht außerdem Prognosen zur räumlichen und zeitlichen Entwicklung der
Tagebaufolgelandschaften auf der Ebene ausgewählter Arten (Populationen) bzw. Artengruppen,
Biotope und Biotopkomplexe. Über Links kann für weitergehende Informationen der Endbericht
angeknüpft werden. Mögliche Handlungsoptionen durch Einflussnahme auf die Sanierung und das
Management der Gebiete wurden ebenfalls in das System integriert.
Indikatoren zur Tagebauentwicklung
Ein Indikator ist ein (messbarer) Stellvertreterparameter, der im Hinblick auf ein ausgewähltes
Phänomen (Indikandum) Aussagekraft besitzt. Indikatoren sind demnach vergleichsweise leicht
erfassbare, aussagekräftige Leitgrößen für ansonsten schwer zu charakterisierende Gesamtsysteme,
z.B. Ökosysteme oder Landschaften (vgl. BASTIAN & SCHREIBER 1999). Um über die im
Verbundprojekt vertiefend behandelten Fragestellungen hinaus eine Analyse und Bewertung
möglichst vieler Lebensräume und ihrer biotischen Komponenten vornehmen zu können, werden
neben ableitbaren Indikatoren auch Zustandsbeschreibungen in das System integriert. Das
Entwicklungspotenzial ausgewählter Tagebaubereiche ist von einer Vielzahl biotischer und
abiotischer, oftmals kleinräumiger Standortverhältnisse abhängig und wird stark durch das
angrenzende Umland der Tagebaue als wichtige Wiederbesiedlungsquelle geprägt. Infolgedessen
werden auch für bestimmte Entwicklungsprognosen keine (leicht ermittelbaren) Indikatoren ableitbar
sein. Ergänzend werden deshalb Entwicklungstrends auf Grundlage jahrelanger Forschungstätigkeit
(Expertenwissen) mit einbezogen. Die wissenschaftlichen Grunddaten für die abgeleiteten Indikatoren
sind im vorliegenden Endbericht enthalten.
Die Grundidee des Aufbaus des ISABEL entstand in Anlehnung an den pressure-state-response-
Ansatz der OECD (Organisation for Economic Cooperation and Development). Dieser Ansatz geht
von einer Dreiteilung der Indikatoren aus und unterscheidet zwischen Belastungsindikatoren
(pressure), Zustandsindikatoren (state) und Maßnahmenindikatoren (response). Ein praxisnahes
Beispiel verdeutlicht diesen Ansatz: Die „Geschwindigkeit der Änderung der globalen Lufttemperatur“
gilt als Zustandsindikator, die „jährlichen nationalen Kohlendioxid-Äquivalente der
Treibhausgasemissionen“ als Belastungsindikator und die „Entwicklung von energiebezogenen
Steuern“ als Maßnahmenindikator (Dezember 2001). Um das „System“ an unsere Aufgabenstellungen
anzupassen wurden folgende Modifikationen vorgenommen:
Aktueller Zustand (state): Indikatoren für den derzeitigen Entwicklungszustand und
naturschutzfachlichen Wert ausgewählter Tagebaubereiche; Analyse und Bewertung des aktuellen
Zustandes (z.B. Zielarten des Naturschutzes, Indikatorarten für Entwicklungsstadien)
Wirkfaktoren (pressure): Indikatoren, die eine Veränderung ausgewählter Tagebaubereiche
anzeigen, wie z.B. Sukzession, Wasseranstieg, Touristische Nutzung usw.
Reaktionen - Maßnahmen (response): Maßnahmen, die im Hinblick auf die Entwicklung und den
Erhalt des naturschutzfachlichen Wertes der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft durchgeführt
werden können (z.B. Initialensetzung bei Erosionsgefahr, Unterschutzstellung, Lenkung oder
Einschränkung von Nutzung).
448

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
5.3.2 Technische Umsetzung
Das ISABEL wurde im Internetformat (html) erstellt. In Internetseiten können an beliebigen Stellen im
laufenden Text, in Tabellen oder Grafiken Verknüpfungen zu weiterführenden Informationen (Links)
eingefügt werden. So ist es möglich die komplexen Zusammenhänge in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft in einem Informationssystem darzustellen.
Technisch bietet dieses System den Vorteil, das es nahezu an jedem PC lauffähig ist (sowohl online
als auch offline), da es lediglich einen beliebigen (auch kostenlos verfügbaren) Internetbrowser zum
Betrachten benötigt. Da inzwischen fast jeder potenzielle Nutzer Erfahrungen mit dem Internet besitzt,
ist dieses System ohne vorherige Anleitung technisch leicht zu bedienen.
Das Internet ermöglicht es darüber hinaus das System zentral zu pflegen und an jedem
internetfähigen Rechner jederzeit den aktuellen Stand abzurufen.
Abb. 235 Ausschnitt (ein Ansichtsfenster) des ISABEL
Nachteilig bei dieser Art der Umsetzung ist der hohe zeitliche Aufwand bei der Erstellung und vor
allem der Verknüpfung (erhöht sich mit wachsendem Umfang des Systems) der Internetseiten, sowie
die geringe Flexibilität bei der Erweiterung, da das System in dieser Form nur an einer zentralen Stelle
aktualisiert werden kann und technische Kenntnisse zur Internetprogrammierung nötig sind.
Langfristig ist die Umsetzung in Form einer internetfähigen Datenbank sinnvoll. Diese ermöglicht eine
Nutzerverwaltung, so dass ausgewählte Nutzer Daten via Internet ins ISABEL eingeben bzw. diese
ändern können. Außerdem könnte die zeitaufwendige Verknüpfung der Seiten untereinander
automatisiert werden.
449

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.3.3 Struktur des Systems
Nachfolgend soll kurz der schematische Aufbau des Analyse-, Bewertungs- und Prognosesystems
erläutert werden. Beachten Sie dazu auch Abb. 235.
Das ISABEL ist hierarchisch aufgebaut. Über den Verzeichnisbaum im linken Teil des Fensters
können gezielt Themen ausgewählt werden, zu denen Informationen gewünscht werden.
Dem Hauptfenster können zu den ausgewählten Themen Informationen in Texten, Bildern und
Grafiken entnommen werden. Begriffe oder Textteile, die mit anderen Bereichen des ISABEL oder
auch externen Internetseiten verknüpft sind, wurden hervorgehoben (die Art der Hervorhebung kann
je nach verwendetem Browser und den gewählten Einstellungen etwas variieren). Durch „Klick“ auf
diesen Bereich springt der Rechner sofort an die entsprechende Stelle im System. Bei Bildern oder
Grafiken wird auf mögliche Verknüpfungen hingewiesen. Der Verzeichnisbaum im linken Fensterteil
aktualisiert sich bei jeder neuen Auswahl, so dass der Nutzer jederzeit erkennt, an welcher Stelle des
Systems er sich aktuell befindet.
Weitere technische Hinweise und Einzelheiten können der entsprechenden Seite im ISABEL
entnommen werden.
5.4 Schutzgebiete in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-
Anhalts - Aktueller Stand und weitere Vorschläge für die Ausweisungen
von Naturschutzgebieten
(Hans-Markus Oelerich, Michael Reuter, Jörg Huth & Sabine Tischew)
Ein wesentliches Teilergebnis des FBM-Projektes (FBM 1999) waren Vorschläge für die Ausweisung
von Schutzgebieten innerhalb der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts (FBM 1998).
Bei diesen Vorschlägen ging es zum einen darum, naturschutzfachlich besonders wertvolle
Vorkommen gefährdeter Pflanzen- und Tierarten aber gleichzeitig auch ein breites Spektrum der
Biotoptypen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft unter Schutz zu stellen. Sehr wichtig war und ist
dabei eine repräsentative Verteilung von Schutzgebieten auf den Nord- und Südraum der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts, da zahlreiche gefährdete Arten nur regional
auftreten und sich die Artenzusammensetzung gleicher Biotoptypen z.T. deutlich in den beiden
Räumen unterscheidet. Dies wurde auch durch die aktuellen Untersuchungen wieder bestätigt.
Zu Beginn des FBM-Projektes (vor 1997, siehe Tab. 194) gab es in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalt lediglich 3 NSG (zwei davon im ehemaligen
Tagebau Muldenstein sowie das Nordfeld Jaucha). Gekennzeichnet sind diese NSG vor allem durch
großflächige, komplexe Feuchtgebiete, einschließlich ausgedehnter Röhrichtflächen und bedeutender
Sumpfinitiale.
Seit 1997 wurden 6 neue Tagebaugebiete als NSG ausgewiesen bzw. einstweilig sichergestellt (siehe
Tab. 194). Im Gegensatz zu den bisher bestehenden NSG wurden dabei insbesondere Bereiche mit
großflächigen Rohböden sowie arten- und strukturreiche Wälder bzw. Forste in die Schutzgebiete
integriert (siehe Tab. 194). Hervorzuheben ist weiterhin auch, dass eine der wenigen
Binnensalzstellen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts im Bereich der
Asendorfer Kippe gesichert wurde.
Für den größten Teil des im Rahmen des 'Schutzgebietskonzeptes' (FLB 1998) als NSG
vorgeschlagenen Gebiete innerhalb des ehemaligen Tagebaus Goitsche besteht zwar noch kein
Schutzstatus, sie wurden jedoch von Naturschutzverbänden (BUND) gekauft bzw. der Kauf der
Gebiete ist geplant. Damit sind so auch mehrere dem Nordraum zugehörige Gebiete berücksichtigt.
Hervorzuheben ist hier vor allem der Sandtrockenrasen bei Petersroda (mit den größten
Sandtrockenrasen innerhalb der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts) und die
Vorwälder feuchter Standorte im Bereich der Tonhalde mit z.T. einmaligen Vorkommen gefährdeter
Pflanzenarten innerhalb der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts oder sogar von
ganz Sachsen-Anhalt (Ästiger Rautenfarn).
450

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Tab. 194 Bestehende und zukünftige Schutzgebiete in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts
Naturschutzgebiete
ha (ca.)
Nordraum
Südraum
Biotoptypen(gruppen)
G N B O M K V W
vor 1997 (FBM) bestehend
Tiefkippe Schlaitz 57 • • •
Schlauch Burgkemmnitz 67 • • • • • •
Nordfeld Jaucha-Pirkau 23 • • • • •
seit 1997 neu geschaffen bzw.in Ausweisung
Paupitzscher See 160 • • • •
Nordfeld Jaucha-Pirkau (Erweiterung) 658 • • • • •
Asendorfer Kippe 51 • • • •
Lochau* 117 • • •
Kayna-Süd 308 • • • • •
Bergbaufolgelandschaft Geiseltal 1644 • • • • •
noch kein Schutzstatus, aber vonVerbänden gekauft bzw. Kauf geplant
Bärenhofinsel 106 • • • •
Restloch Holzweißig-Ost u. Essigloch 210 • • •
Tonhalde und Feuchtwald Goitsche 280 • • •
Sandtrockenrasen Petersroda 90 •
Ludwigsee 170 • •
Baufeld II a 170 • • • •
Tagesanlagen (Goitsche) 90 • •
* seit 2003 einstweilig gesichertes NSG
Von den im Rahmen der im Forschungsverbund erarbeiteten Schutzgebietskonzeption (FBM 1998) für
eine Unterschutzstellung als NSG vorgeschlagenen Gebieten, die jedoch noch keine entsprechende
Ausweisung bzw. Sicherstellung erfahren haben, sind die in der nachfolgenden Tabelle (Tab. 195)
aufgeführten als prioritär anzusehen. Deren besondere naturschutzfachliche Bedeutung liegt neben
den beispielhaft genannten Vorkommen zahlreicher gefährdeter Tier- und Pflanzenarten vor allem in
der Ausstattung mit naturschutzfachlich wertvollen Biotoptypen, die ihren Verbreitungsschwerpunkt in
den Sanierungstagebauen besitzen und in Folge von Grundwasseranstieg/Restlochflutung bzw. der
Sukzessionsentwicklung kurz- bis mittelfristig in anderen Tagebaugebieten verloren gehen. Zu nennen
sind hier:
• Flachgewässer oder Weiher mit großflächigen Flachwasserzonen sowie in Verbindung mit diesen
ausgedehnte Röhrichte,
• vegetationslose bis -arme Rohböden.
In den meisten der prioritär als NSG vorgeschlagenen Gebiete haben diese genannten Biotoptypen
auch längerfristig Bestand, da z.B. Feuchtgebiete im Innenkippenbereich nicht durch Restlochflutung
verloren gehen (z.B. Tagebau Muldenstein) oder weil wegen fortgesetzter Abbautätigkeit in
angrenzenden Tagebauen bzw. einer sekundären Nutzung der Restlöcher dort langfristig
Grundwasserhaltung betrieben wird (z.B. Tagebaue Bruckdorf, [Domsen, Roßbach]).
Einige der Gebiete weisen ausgedehnte vegetationsarme bzw. vegetationslose Rohböden auf, bei
denen wegen des spezifischen Bodensubstrats (tertiäre Substrate; Asche) von einer sehr langsamen
451

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Sukzessionsentwicklung und somit ebenfalls von einem längerfristigen Erhalt dieser von vielen
gefährdeten Pionierarten benötigten Biotoptypen ausgegangen werden kann (z.B.
Schüttrippenkomplex Profen-Nord; Tagebau Golpa III).
Unter dem Aspekt des Biotopverbundes ist die Erweiterung des NSG Muldenstein zu sehen.
Tab. 195 Vorschläge weiterer einzurichtender Schutzgebiete in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-
Anhalts
Legende: Biotoptypengruppen: G = Gewässer, Röhricht, N = Niedermoorinitiale, Sümpfe, B = Binnensalzstellen,
O = Rohböden, M = Magerbiotope, K = Gras-Kraut-Fluren, V = Vorwälder, W = Wälder und Forste; * = Flächen im
Besitz der MIBRAG
Naturschutzgebiete
ha (ca.)
Nordraum
Südraum
Biotoptypen(gruppen)
G N B O M K V W
prioritäre Vorschläge
Golpa III 173 • • •
Erweiterung NSG Muldenstein 183 • • •
Einlaufgebiet Mulde (Schwemmkegel) 17 • •
Tagebau Bruckdorf 51 • • • •
Schüttrippenkippe Profen-Nord* 93 • •
Revierpark Profen* 70 •
Quarzitkippe Domsen* 31 •
Die folgende Aufstellung nennt Details zu den in Tab. 195 aufgeführten prioritär zu schützenden
Tagebaubereichen und macht den herausragenden Wert dieser Gebiete deutlich.
Tagebau Golpa III (Teilbereiche)
• morphologisch sehr strukturreiches Tagebaurestloch, große Vielfalt an Biotoptypen; insbesondere
aus faunistischer Sicht von hohem naturschutzfachlichen Wert;
• hohe Anzahl von Gewässern verschiedener Gewässerbiotoptypen, darunter ein See mit sehr
großer Flachwasserzone und entsprechend ausgedehnten Röhrichtflächen sowie zahlreichen
Kleingewässern;
• bewaldeter Schüttrippenkomplex; hohe Artenvielfalt auf Grund des ständigen Wechsels trockener
bis feuchter (-nasser) Teilbereiche;
• perspektivisch auch langfristig stabile, großflächige Rohbodenflächen (Aschesubstrat); die als
Lebensraum für gefährdete Pionierarten Bedeutung besitzen;
• artenreiche Fauna, u.a. mit den Arten des Anhang II der FFH-Richtlinie Kammolch (größtes
bekanntes Vorkommen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts) und Große
Moosjungfer sowie mit Blauflügeliger Ödlandschrecke, Wechselkröte, Heidelerche, Brachpieper
und Rothalstaucher;
• größeres Vorkommen des gefährdeten Mondrautenfarnes.
452

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Erweiterung der NSG „Schlauch Burgkemnitz“ und „Tiefkippe Schlaitz“ (Tagebau Muldenstein)
• wertvolle bestehende und potenzielle (durch möglichen Wasseranstieg) Feuchtgebiete,
insbesondere mit zahlreichen Flachgewässern und flachen Weihern, wie sie in dieser Größe und
Vielfalt in Altbergbaugebieten Sachsen-Anhalts kein weiteres Mal auftreten;
• Herstellung eines Biotopverbundes zwischen den beiden schon bestehenden NSG „Schlauch
Burgkemmnitz“ und „Tiefkippe Schlaitz“;
• äußerst artenreiche Flora und Fauna mit zahlreichen gefährdeten Arten von Feuchtlebensräumen,
darunter Schmalblättriges Wollgras, Sumpf-Sitter, Große und Nordische Moosjungfer, Gefleckte
Smaragdlibelle, Sumpfschrecke, Moorfrosch, Bekassine, Kranich.
Tagebau Bruckdorf
• komplexes, sehr strukturreiches Gebiet mit zahlreichen Feuchtbiotopen (See mit z.T. sehr breitem
Röhrichtgürtel; temporäre Klein- und Flachgewässer; Vorwald feuchter Standorte, kleinflächige
Binnensalzstellen) aber auch magerrasenähnliche Gras-Kraut-Fluren sowie Rohböden
• wegen zu hoher Sanierungskosten kann von einer langfristigen Grundwasserhaltung
ausgegangen werden; damit bleiben insbesondere die großflächigen Röhrichte erhalten
• artenreiche Flora (u.a. Gelbe Spargelerbse, Gemeine Natternzunge) und Fauna (u.a. Moorfrosch,
Rohrdommel, Wasserralle, Drosselrohrsänger)
Einlaufgebiet Mulde (Schwemmkegel)
• in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Sachsen-Anhalts einmalige Schwemmfächerbildung
mit hoher Prozessdynamik
• bedeutendes Brut- und Rastgebiet für Wasservögel
• hohes Habitatpotenzial für gefährdete Fischarten
Schüttrippenkippe Profen-Nord
• Schüttrippenkomplex mit überwiegenden Rohböden; Kippe ist nicht durch Restlochflutung
bedroht; auf Grund des vorherrschenden tertiären Substrates kann außerdem von einer stark
verzögerten Sukzession ausgegangen werden, so dass dieses Gebiet auch längerfristig für
gefährdete Pionierarten naturschutzfachliche Bedeutung besitzt;
• in Schüttrippentälchen zudem mehrere (temporäre) Kleinstgewässer;
• u.a. Vorkommen von Sand-Ohrwurm, Blauflügeliger Sandschrecke, Blauflügeliger
Ödlandschrecke.
Revierpark Profen
• Kippenkomplex mit hohem Rohbodenanteil aus tertiärem Substrat und somit längerfristiger
Lebensraum für gefährdete Pionierarten
• temporäre Kleinstgewässer
• u.a. Vorkommen von Gefleckter Keulenschrecke und Blauflügeliger Ödlandschrecke
Quarzitkippe Domsen
• im Mitteldeutschen Revier seltene und für Sachsen-Anhalt einmalige Aufschüttung von
Quarzitsand und Felsblöcken mit stark verzögerten Sukzessionsprozessen
• randlich südexponierte Lößsteilwände einer angeschnittenen Böschung gewachsenen Bodens
• langfristig wertvoller Lebensraum für wärmeliebende Rohbodenbesiedler wie Sand-Ohrwurm,
Sandlaufkäfer, Blauflügelige Sandschrecke oder Blauflügelige Ödlandschrecke
453

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.5 Hinweise zur Planung von Begrünungs- und Rekultivierungsmaßnahmen
im zukünftigen Uferbereich
(Matthias Stolle)
Jede langfristig geplante Nutzung der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft setzt funktionierende
Ökosysteme voraus. Das "Funktionieren" kann dabei verschiedene Aspekte haben, die von der
Dynamik ungestörter Sukzession bis zur intensiv genutzten Grasnarbe einer Liegewiese reichen. In
dem Maße, wie sich das Nutzungsziel von einer natürlichen Entwicklung entfernt steigt der Aufwand
zur Realisierung. Dies betrifft auch die Herstellung der bergtechnischen Sicherheit von Böschungen
im zukünftigen Uferbereich, welche in der Regel ihren Abschluss in einer Begrünung findet. Um das
Entwicklungspotenzial eines Tagebaurestloches optimal zu nutzen, ist diese Begrünung so
differenziert wie möglich zu planen. Die wesentlichsten Einflussgrößen, welche den Handlungsrahmen
für die Wahl der Arten und Methoden vorgeben sind Exposition, Substrateigenschaften und
Wasserführung.
Exposition
Die Hauptwindrichtung bestimmt den Gefährdungsgrad des Ufers durch Wellenabtrag und damit die
Dynamik im littoralen Bereich. So sind Ost- und Südostufer prinzipiell eher schutzbedürftig als die
gegenüberliegende Seite. Die Artenwahl von Schutzpflanzungen wird ebenfalls von der
Wellenexposition bestimmt. Während Röhrichte vorzugsweise an ruhigen, windabgewandten
Uferbereichen initiiert werden müssen, verlangen wellenschlaggefährdete Bereiche angepasste
Gehölzarten wie Weiden und Erlen. Regelböschungen sind dabei gefährdeter als stärker abgeflachte
weiträumige Wasserwechselzonen.
Substrateigenschaften
Die Korngrößen des Böschungsmaterials bestimmen wesentlich dessen Abtragsgefährdung. Während
Kiese und Sande relativ stabil sind, werden schluffige Bestandteile auch bei geringer Wellenexposition
rasch verlagert. Tone in natürlicher Lagerung werden dagegen wenig abgetragen. Die Körnung
bestimmt daher, ob ein flächiger Uferschutz erforderlich ist oder ob punktuelle Initiale genügen.
Das Versauerungspotenzial und/oder hohe Salzfrachten können das mögliche Artenspektrum für
präventiven Uferschutz einschränken. Im Extremfall bleiben die Flächen zunächst bewuchsfrei.
Sobald der Endwasserspiegel erreicht ist, erfolgt in der Regel eine allmähliche Auswaschung von
Säuren und Salzen. Erst nach Beendigung dieses Vorgangs ist eine Begrünung möglich. Eine
Auswahl potenziell geeigneter Arten für derartige Extremstandorte ist in Tab. 196 aufgeführt.
Wasserführung
Nach dem Aussetzen der Wasserführung eines Tagebaurestloches springen, besonders an der
Schnittstelle zum unverritzten Gelände, Grundwasserleiter wieder an. In geschütteten Komplexen
bilden sich neue Grundwasserleiter. Diese manifestieren sich durch feuchte Bereiche an den
Böschungen, die im Extremfall ständig fließende Quellen werden können. Wenn solche Stellen im
Bereich des zukünftigen Endwasserstandes liegen, sind gute Voraussetzungen für die Ansiedlung von
Röhrichten und/oder Feuchtgebüschen gegeben. Häufig findet eine Selbstbegrünung statt, die zum
Ausgangspunkt der späteren Röhrichtentwicklung werden kann. In trockenen Böschungsabschnitten
kann wie im "Muldenversuch" (vgl. Kap. 4.2.2.3) verfahren werden. Derartige Strukturen (Tab. 196)
sind ohne großen technischen Aufwand im Rahmen der Böschungsausformung zu realisieren.
Tab. 196 Auswahl salz- und säuretoleranter Arten (nach ELLENBERG 1979)
Salztoleranz
Säuretoleranz
Salicornia europaea 3 Salix aurita 3
Aster tripolium 2 Carex nigra 3
Bolboschoenus maritimus 2 Carex pilulifera 3
Juncus gerardii 2 Carex rostrata 3
Puccinellia distans 2 Juncus bufonius 3
Agrostis stolonifera 1 Juncus effusus 3
454

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Salztoleranz
Säuretoleranz
Alnus glutinosa 1 Achillea ptarmica 4
Alopecurus geniculatus 1 Juncus conglomeratus 4
Althaea officinalis 1 Juncus filiformis 4
Angelica archangelica 1 Lotus uliginosus 4
Carex flacca 1 Scirpus sylvaticus 4
Carex otrubae 1
Euphorbia palustris 1
Festuca arundinacea 1
Inula britannica 1
Juncus compressus 1
Juncus inflexus 1
Mentha pulegium 1 Salztoleranz:
Phragmites australis 1 hoch 3; 2
Rumex maritimus 1 mittel 1
Schoenoplectus tabernaemontanii 1
Sonchus palustris 1
Tetragonolobus maritimus 1 Säuretoleranz
Thypha angustifolia 1 mittel 3; 4
Arten und Herkünfte
Das Artenspektrum der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ist aus zahlreichen Untersuchungen
bekannt. Zweckdienlich sind vor allem Vegetationsaufnahmen naturnaher Bestände auf
vergleichbaren Standorten der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft. Auf dieser Basis und den
Ergebnissen der bisherigen Ansaaten/Anpflanzungen kann eine Auswahl an Arten getroffen werden,
die den Erfordernissen des konkreten Standortes entspricht und die in den gewünschten Qualitäten
und Herkünften verfügbar sind. In der ingenieurbiologischen Praxis hat sich für die Ansiedlung von
Röhrichtarten und Ufergehölzen die Verwendung von Pflanzen und Pflanzenteilen gegenüber
Ansaaten (diese bevorzugt in trockeneren Bereichen - siehe unten) durchgesetzt. Ein Nachteil dieses
Verfahrens ist die von vornherein eingeschränkte genetische Variabilität des verwendeten
Pflanzenmaterials. Dieser Nachteil kann durch zwei Vorgehensweisen vermieden werden:
1. Bei der Vorkultur von Röhrichten aus Samen wird gezielt ein regional repräsentatives
Spektrum an Herkünften eingesetzt, das analog zu dem unter Punkt "Ansaaten"
beschriebenem Vorgehen bei der Auswahl von Basissaatgut geworben wird.
2. Das Material wird in unmittelbarer Umgebung des vorgesehenen Einsatzortes entnommen.
Diese Verfahrensweise stellt die Verwendung von Ökotypen sicher, die den lokalen
Verhältnissen am besten angepasst sein dürften.
Üblicherweise vergehen zwischen letzter Auskohlung und Flutung des Restloches einige Jahre.
Während dieser Zeit haben sich in der Regel zahlreiche Feuchtstellen an der Tagebausohle selbst mit
Röhrichtarten begrünt. derartige Flächen sind ausgezeichnete Spender für Pflanzenmaterial, welches
hier kurz vor der Überflutung gewonnen werden kann.
Ansaaten
Mit dem Erreichen des Endwasserstandes ändern sich im ufernahen terrestrischen Βereich die
Wachstumsbedingungen für die Landpflanzen grundlegend. Der tatsächliche Einfluss des
Grundwassers hängt dabei wesentlich vom Substrat und dem damit verbundenen kapillaren
Wasseraufstieg ab. Bei den verschiedenen Fraktionen rechnet MÜLLER (1980) mit folgendem
Aufstiegsvermögen:
• kiesiger Mittelsand bis 0,5 m
• lehmige Tone und anlehmiger Feinsand bis 0,75 m
• sandiger Lehm, Ton mittlerer Dichte bis 1,0 m
• lehmiger Mittelsand, Schlufflehme, Lehmschluffe 1,50 m bis 2,0 m
Unter Einbeziehung eines durchwurzelten Horizontes von ca. 1,0 m kann im Planungsverlauf die Zone
ausgegrenzt werden, welche durch den Wasseranstieg veränderte Wachstumsbedingungen
aufweisen wird. Durch die Wahl geeigneter Arten und Herkünfte kann der besonderen Situation in
455

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
diesem Bereich Rechnung getragen werden. Obwohl zur Reaktion von Landschaftsrasenmischungen
oder Wildpflanzenansaaten auf angestiegene Grundwasserspiegel kaum Praxiserfahrungen vorliegen,
sollten Arten, die sich im Versuch als flexibel unter Flutungsbedingungen erwiesen haben in
Mischungen bevorzugt werden. Hier sind vor allem Agrostis stolonifera, Poa compressa, Agrostis
gigantea und Phalaris arundinacea zu nennen. Da die Arten ein Spektrum verschiedener
Standortbedingungen abdecken müssen, sind Mischungen regionaler Wildpflanzenherkünfte zu
bevorzugen, da sie über eine höhere genetische Variabilität verfügen als Sorten nach einem
Züchtungsprozess.
Da der Planungsvorlauf bis zur Ausführung der Begrünung oft mehrere Vegetationsperioden beträgt,
können einschlägige Firmen mit der Bereitstellung des entsprechenden Saatgutes beauftragt werden.
An die Herkunft des Materials ist eine Reihe von Forderungen zu stellen, welche die gewünschte
genetische Struktur so weit wie möglich realisieren. Dazu ist es notwendig Herkunftsgebiete
abzugrenzen, aus denen das verwendete Material stammen darf. Gegenwärtig gelten nur in der
Forstgesetzgebung verbindliche Regelungen für derartige Herkunftsgebiete. Eine entsprechende
Gliederung geht auf SCHMIDT & KRAUSE (1997) zurück. Grundlage sind naturräumliche Einheiten.
Für viele Aufgaben im Bereich Naturschutz, z.B. Renaturierungen, erscheint diese Gliederung zu
grob. Da für die überwiegende Zahl an Arten kaum Informationen über die räumliche Differenzierung
von genetisch klar unterscheidbaren Sippen vorliegen, sollte die regionale Herkunft so eng wie
möglich gesehen werden. Es wird daher vorgeschlagen, eine weitere Differenzierung in Anlehnung an
die von MEUSEL (1955) entwickelte pflanzengeographische Gliederung für den Mitteldeutschen
Raum vorzunehmen (Abb. 236). Abhängig vom Einsatzzweck des Saatgutes kann im Rahmen der
Planung die Herkunft des Materials in verschiedenen Ebenen erfolgen. Für eine Wildpflanzenansaat
im Tagebau Geiseltal muss die Minimalforderung "Herkunft: Mittel- und Ostdeutsches Tief- und
Hügelland" lauten. Die Maximalforderung könnte: "Herkunft Querfurter Ackerland" lauten. Wenn aus
bestimmten Gründen der Autochtonie-Begriff noch enger zu fassen ist, müssen andere Verfahren der
Pflanzenetablierung (z.B. Mähgut und Heudruschverfahren vgl. 5.6) angewandt werden.
Eine wesentliche Aufgabe der Begrünung, die Erhöhung der technogenen Standsicherheit einer
Böschung sowie der Schutz der Bodenoberfläche vor Abtrag, wird in erster Linie von den Wurzeln der
Pflanzen übernommen, die das Bodenvolumen durchdringen und vernetzen. Um eine optimale
Erschließung des Bodens zu erreichen, müssen Pflanzenarten kombiniert werden, deren
Wurzelsysteme unterschiedliche Intensität und unterschiedliche vertikale und horizontale Ausbreitung
aufweisen. Darüber hinaus sollten Arten zeitlich gestaffelter Entwicklungshöhepunkte vertreten sein,
um während der gesamten Vegetationsperiode einen "aktiven" Pflanzenbestand zu gewährleisten.
Voraussetzung ist in jedem Fall, dass nur Pflanzenarten verwendet werden, die den
Standortverhältnissen angepasst sind.
Die konkrete Auswahl der Arten für einen bestimmten Standort kann nach folgendem Algorithmus
festgelegt werden:
1. Auswahl einer Mustermischung nach Anlage, Basismischungen entsprechend den
Standortbedingungen.
2. Aussondern von Arten die nicht verfügbar sind und die dem konkreten Anspruch an die Mischung
nicht entsprechen.
3. Ergänzung durch weitere Arten die den typischen lokalen Verhältnissen entsprechen - z.B. im
Ergebnis naturschutzfachlich begründeter Empfehlungen zur Ansiedlung bestimmter Arten.
Die Zahl der konkreten Mischungspartner hängt von den Standortverhältnissen ab. Hohe Salzgehalte
oder extrem niedrige pH-Werte schränken die Zahl der verwendbaren Arten stark ein. Für die meisten
Standorte sollte eine Mischung mindestens 6 - 10 Gräser und 10 - 15 Kräuter umfassen.
Das Maximum an Wurzelmasse bezogen auf das durchwurzelbare Bodenvolumen und damit der
höchste Sicherungseffekt wird nur erreicht, wenn den Einzelpflanzen genügend Raum zur
individuellen Entwicklung gegeben ist. Aus der landwirtschaftlichen Praxis ist hinlänglich bekannt,
dass zu dichte Pflanzenbestände mit Ertragsdepressionen reagieren und wesentlich stressanfälliger,
insbesondere bei Wassermangel, sind. Gleiches trifft auch auf Pflanzenbestände zu, die zur
Begrünung im Bergbaubereich eingesetzt werden. In allen bisherigen Versuchen mit
Wildpflanzenansaaten in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft haben sich Diasporenmengen von
ca. 1.500 - 2.000/m² als günstig und ausreichend erwiesen (das Saatgutgewicht errechnet sich im
Bedarfsfall aus dem Tausendkorngewicht der beteiligten Mischungspartner).
456

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
1: Norddeutsches Tiefland
2: Mittel- und Ostdeutsches Tief- und Hügelland
3: Südostdeutsches Hügel- und Bergland
4: Westdeutsches Bergland und Oberrheingraben
5: Süddeutsches Hügel- und Bergland
A: Mittelgebirge I: Vogelsberg
II: Hohe Rhön
III: Thüringer Wald ) Hoher Thüringer Wald
b) Thüringer Wald
c)Thüringer Schiefergebirge und Frankenwald
IV: Fichtelgebirge
V: Erzgebirge a) Hohes Erzgebirge
b) Westerzgebirge
c) Osterzgebirge
VI: Harz
a) Hochharz
b) Oberharz
c) Unterharz
B: Mittelgebirgsvorländer
I: Obersaale- Oberelsterland
II: Nordwestliche Mittelgebirgsvorländer
a) Westliches Erzgebirgsvorland
b) Östliches Erzgebirgsvorland
c) Elbsandsteingebirge
d) Lausitzer Bergland
III: Mansfeld- Harzgeroder Bergland
C: Hügelgebiete I Fränkische H.
a) Spessart
b) Fränkisches Rhönvorland
c) Fränkisch- Thüringisches Grabfeld
d) Nördliches Mainfranken
II: Vogelsberg H. a) Vogelsberg Randzone
b) Oberes Fuldagebiet
c) Kuppige Rhön
III: Südwestthüringer H.
a) Südthüringer Werragebiet
b) Nordfränkisches Hügelland
IV: Hessische H. a) Knüllgebiet
b) Unteredergebiet
c) Nordhessisches Hügelland
d) Unterwerra-Weserland
e) Weserbergland
V: Nordostthüringer H.
a) Thüringer Becken
b) Eichsfeld
c) Hörsel-Mittelwerraland
d) Ilm-Saalelend
e) Ostthüringer Buntsandsteinland
f) Helme-Unterunstrutland
VI: Hercynische H.
a) Mansfelder Hügelland
b) Östliches subhercynes H.
c) Westliches subhercynes H.
d) Westliche nordhercyne Randzone
e) Östliche nordhercyne Randzone
VII: Sächsische H.
a) Pleiße-H.
b) Mulde-H.
c) Nordsächsisches H.
d) Lausitzer H.
D: Bördegebiete a) Magdeburger Ackerland
b) Köthener Ackerland
c) Leipziger Ackerland
d) Querfurter Ackerland
e) Zerbster Ackerland
E: Auen I: Leinetal
II: Elster-Luppe-Aue
III: Elbtal a) Dresden-Riesaer E.
b) Torgau-Wittenberger E.
c) Dessau-Magdeburger E.
d) Tangermünder E.
F: Altdiluvialgebiete I Fläminggebiet
a) Hoher F.
b) Niederer F.
c) Dübener Heide
II. Südöstliche A. a) Annaburger Heide
b) Oberlausitzer Heide
c) Niederlausitzer Heide
d) Spreewald
III: Mittlere A. a) Ostbrandenburger Diluvialplatten
b) Mittelbrandenburger Diluvialplatten
c) Westbrandenburger Diluvialplatten
d) Elbe-Havel-Winkel
IV: Westliche A. a) Colbitz-Letzlinger Heide
b) Drömling
c) Hannoversche Heide
Abb. 236 Vorschlag zur Gliederung von Herkunftsgebieten für Wildpflanzensaatgut für den Mitteldeutschen Raum
und angrenzende Gebiete
457

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
5.6 Hinweise zur Planung von Begrünungs- und Rekultivierungsmaßnahmen
auf terrestrischen Standorten
458
(Anita Kirmer & Matthias Stolle)
Initialensetzungen als Alternativen zu herkömmlichen Renaturierungsmaßnahmen in
Bergbaufolgelandschaften gewannen in Deutschland erst in den letzten Jahren zunehmend an
Bedeutung. Während beispielsweise das Verfahren der Strohdecksaat in Österreich bereits Eingang
in Bauleistungsverzeichnisse gefunden hat (Standardisierte Leistungsbeschreibung LB Hochbau
BMWA LB-HB, Version 11, 2002-09, LG 58 Gartengestaltung und Landschaftsbau) findet es in
Deutschland bisher nur Erwähnung in der DIN 18918 (Ingenieurbiologische Sicherungsbauweisen).
Die Erfordernisse einer raschen Begrünung erosionsgefährdeter Böschungen machen menschliche
Eingriffe in diesen Tagebaubereichen notwendig. Durch Initialensetzungen sollen günstige
Bedingungen für Keimung und Etablierung der eingebrachten Arten geschaffen werden. Zudem
beschreiben viele Autoren (z.B. BAKKER et al. 1996, VAN DIGGELEN et al. 1997, POSCHLOD et al.
1998, VERHAGEN et al. 2001, JACQUEMYN et al. 2001), dass ineffektive Ausbreitungsmechanismen
die Einwanderung bestimmter Zielarten verhindern oder stark verzögern können. Diese
Ausbreitungsbarrieren können durch Mulchdecksaaten, Mähgut- und Oberbodenaufbringung
überwunden werden. Prinzipiell ist die Anwendung von Mulchdecksaaten und die Aufbringung von
frischem, diasporenreichen Mähgut oder von Oberbodenmaterial nicht auf Standorte in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft beschränkt.
Mulchdecksaaten können auf allen Rohbodenstandorten angewendet werden, auf denen die
Etablierung des Zielartenbestandes beschleunigt oder eingeleitet werden soll. Sie sind eine
Alternative zur Mähgutbegrünung, wenn das Diasporenpotenzial des Mähguts unzureichend oder kein
standortgerechtes Mähgut verfügbar ist. Klassischerweise werden Mulchdecksaaten mit Stroh als
Deckmaterial ausgeführt (SCHIECHTL 1992). Stroh hat jedoch verschiedene technologische und
pflanzenphysiologische Nachteile, die durch die Verwendung von möglichst langhalmigen Heu
ausgeglichen werden können. Insbesondere das C/N-Verhältnis und die Verwehungsstabilität sind bei
Heu besser zu bewerten als bei Stroh. Versuche auf den unterschiedlichsten Substraten belegen die
breiten Anwendungsmöglichkeiten des Verfahrens besonders auf Standorten mit gestörter
Wasserführung (STOLLE 1995; STOLLE 1996 a/b). Um Florenverfälschungen und Ausfälle wegen
ungeeigneter Ökotypen zu vermeiden, ist bei den Ansaaten auf regionale Saatgutherkünfte zu achten.
Anhaltspunkte für die Abgrenzung möglicher Herkunftsgebiete sind Abb. 236 zu entnehmen.
Bei der Aufbringung von frischem, diasporenreichen Mähgut handelt es sich um eine Abwandlung
der „Heublumensaat“, die bereits seit dem Mittelalter bekannt ist (PATZELT 1998). Bauern benutzten
das bei der Lagerung von Heu anfallende, samenreiche Material zur Neubegründung von Grünland.
Heutzutage findet häufig frisches Mähgut Verwendung, da das Material durch den Trocknungsprozess
mit der Fläche verklebt und dadurch nicht verweht wird. Das Mähgut sollte zu einem Zeitpunkt gemäht
werden, an dem möglichst viele Zielarten fruchten. Die Nutzung des Diasporenpotenzials von
Schnittgut für Renaturierungsmaßnahmen im Landschaftsbau (z.B. Skipistenbegrünungen,
Wildbachverbauungen) wird z.B. bei PRAXL (1954) und SCHIECHTL (1973) beschrieben. Für die
Renaturierung von Abgrabungen wird diese Methode bei ARNOLD & KAISER (1977) und
HUMPHRIES (1979) erwähnt. Auf Grund des großen Erfolges wurden in den letzten Jahren häufiger
Renaturierungsmaßnahmen mit Mähgutaufbringung durchgeführt, so z.B. bei der Renaturierung von
Frischwiesen (BIEWER & POSCHLOD 1995), Heiden (PYWELL et al. 1995, BLUMRICH & WIEGLEB
1998), Kalkmagerrasen (MILLER & PFADENHAUER 1997, TRÄNKLE 1997), Niedermoorwiesen
(PATZELT 1998), Glatthaferwiesen (MOLDER 1995, BOSSHARD 2000, KIRMER 2003),
Halbtrockenrasen (KIRMER et al. 2001) und Sandtrockenrasen (KIRMER & MAHN 2001, KIRMER et
al. 2002, BANK et al. 2002).
Bei der Sodenschüttung wird ein Teil einer Pflanzengesellschaft mit durchwurzeltem Oberboden
manuell oder maschinell abgetragen und ungeordnet auf der zu begrünenden Fläche aufgebracht. Der
Eintrag von Oberboden mit Nährstoffen, Bodenfauna, vegetativen Pflanzenteilen und Diasporen soll
Keimung und Etablierung ermöglichen oder erleichtern. Vergleichbar mit Oberbodenabtrag bei
Naturschutzmaßnahmen wird die Diasporenbank aktiviert (z.B. POSCHLOD 1993, BAKKER et al.
1996), um eine Vegetationsentwicklung einzuleiten. Sodenschüttungen wurden bisher zur Entwicklung
folgender Pflanzengesellschaften angewendet: Feuchtwiesen (WORTHINGTON & HELLIWELL 1987),
artenreiches Grünland (GOOD et al. 1999), Heiden (PYWELL et al. 1995, BLUMRICH & WIEGLEB
1998), Kalkmagerrasen (MÜLLER 1990), Sandtrockenrasen (KIRMER & MAHN 1996, KIRMER et al.
2002, BANK et al. 2002) und Trockenrasen (WORTHINGTON & HELLIWELL 1987). WOLF (2000)

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
benutzte Oberboden aus einem Laubwaldbestand, um auf forstlich rekultivierten Halden des
Rheinischen Braunkohlentagebaues eine laubwaldtypische Krautschicht zu initiieren.
In den Abschlußbetriebsplänen sollten verstärkt sowohl die natürlichen Potenziale der
Bergbaufolgelandschaften als auch alternative Renaturierungsmethoden einbezogen werden. Dazu ist
es notwendig, frühzeitig Kontakt mit Landschaftspflegeverbänden und Naturschutzbehörden
aufzunehmen, um für eine Initialensetzung geeignetes Material in ausreichender Menge und zum
richtigen Zeitpunkt zur Verfügung zu haben. Auch die Bereitstellung von autochthonem Saatgut ist
rechtzeitig zu planen. Allerdings steigt auf Grund der bisherigen guten Erfahrungen mit Ansaaten
regionaler Herkünfte gegenwärtig der Anteil an Arten, die aus verschiedenen Regionen Deutschlands
gehandelt werden, stark an. Auch für kostenaufwändige Arbeiten innerhalb der Verfahren, wie das
Aufbringen der Mulchdecke von Hand, existieren bereits erste Lösungen zur Mechanisierung
(Stroh/Heuballenfräser mit Gebläse).
Qualitativ hochwertiges Mähgut kann z.B. bei Pflegeschnitten in Naturschutzgebieten gewonnen
werden. Dabei muss darauf geachtet werden, dass das Arteninventar des Mähgutes auf die zu
begrünende Fläche abgestimmt ist. Der Zeitpunkt der Mahd sollte so gelegt werden, dass möglichst
viele gewünschte Arten fruchten. Gegebenenfalls muss ein mehrmaliger Schnitt erwogen werden (vgl.
MILLER & PFADENHAUER 1997). Bei Sandtrockenrasen ist ein Schnitttermin von Ende Juli bis Mitte
August anzustreben. Spätere Termine erhöhen, wenn vorhanden, den Anteil an Land-Reitgras -
Diasporen, die im Schutz der Streu ideale Keimbedingungen vorfinden. Andererseits können extreme
Bedingungen auf den zu begrünenden Flächen (extrem trockene, sandige und nährstoffarme
Standorte) dazu führen, dass sich nur an den Standort angepasste Arten dauerhaft etablieren können.
Dagegen muss auf besser wasser- und nährstoffversorgten Flächen auf eine optimale
Artenzusammensetzung im Mähgut geachtet werden. In allen Fällen müssen die Zielarten in
ausreichender Quantität im Mähgut vorhanden sein.
Um bei der Sodenschüttung einen maximalen Erfolg zu erzielen, muss die Diasporenbank der
Spenderfläche abgeschätzt werden (Alter des Bestandes, frühere Nutzungen) und die Auswahl der
Spenderflächen muss an die Standortbedingungen der zu begrünenden Fläche angepasst sein. Da
durch die Entnahme des Oberbodens die Spenderpopulation zerstört wird, sollte die Entnahme
entweder auf Standorten erfolgen, die auf Grund von Bau- oder Sanierungsmaßnahmen zerstört
werden oder es sollten im Rahmen von Pflegemaßnahmen eine kleinflächige, z.B. streifenweise
Entnahme vorgenommen werden (Neustart von Sukzession).
Die vorgestellten alternativen Verfahren für Begrünungen bei der Rekultivierung zeichnen sich durch
die Vielzahl an Kombinationsmöglichkeiten aus. Dadurch erlangen sie eine hohe Flexibilität bezüglich
der Anpassung an verschiedenste Standorte und Entwicklungsziele. Sie sind vor allem geeignet,
naturschutzfachlich hochwertige Pflanzenbestände zu initiieren, die darüber hinaus hohen
Anforderungen an den Erosionsschutz genügen.
Zusammenfassung der wichtigsten Punkte für die praktische Umsetzung der Maßnahmen:
Authochthone Mulchdecksaaten
• Vor allem auf extrem trockenen Standorten und hydrophoben Substraten empfehlenswert.
• Artenwahl auf der Basis von Vegetationsaufnahmen vergleichbarer Standorte oder Anpassung
einer Basismischung (siehe Begrünungswegweiser LMBV 2000) durch Streichen oder Ergänzen
weiterer Arten, die den typischen lokalen Verhältnissen entsprechen.
• Abgrenzung des Herkunftsgebietes entsprechend dem populationsökologischen Anspruch, dem
der zukünftige Pflanzenbestand genügen soll.
• Die Artenzahl hängt von der Spezifik des Standortes ab: Salzstandorte ca. 5; Fettwiesen ca. 25;
Magerrasen ca. 40 Arten.
• Das Verhältnis Gräser/Kräuter sollte sich an natürlichen Beständen orientieren.
• Die Diasporenzahlen sollten in der Größenordnung von ca. 1.500 - 2.000/m² liegen (berechnet
aus dem Tausendkorngewicht der verwendeten Arten; entspricht ca. 2 - 5 g/m²).
• Rechtzeitige Vermehrung nicht im Handel erhältlicher Herkünfte.
• Da viele Arten Lichtkeimer sind, sollte die konventionelle Drillsaat mit Saatbettbereitung durch
eine Oberflächenprofilierung (z.B. Raupenketten oder Profilwalzen) und Breitsaat ersetzt werden.
459

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
• Eine Startdüngung ist nicht erforderlich, da das Mulchmaterial durch seinen Abbau Nährstoffe für
mehr als eine Vegetationsperiode liefert und die Arten auch an Mangelstandorte angepasst sein
sollten.
Mähgutauftrag und Sodenschüttung
• Rechtzeitige Absprachen mit den zuständigen Unteren Naturschutzbehörden bezüglich der
Gewinnung bzw. Bereitstellung des Mähgutes bzw. des Oberbodens sind erforderlich.
• Auswahl einer Vegetationseinheit entsprechend den Standortbedingungen der zu begrünenden
Fläche.
• Bei der Sodenschüttung muss die Diasporenbank der Spenderpopulation abgeschätzt werden
(Alter der Fläche, frühere Nutzungen, Störungen), um unerwünschte Arten gering zu halten.
• Bei der Mähgutgewinnung muss die Auswahl des Mahdzeitpunktes entsprechend der Fruchtreife
der gewünschten Arten erfolgen.
• Bei der Sodenschüttung sollte die Spenderpopulation nur kleinflächig und streifenweise
abgeschoben werden, um eine schnelle Regeneration zu ermöglichen; alternativ ist die
Verwendung von geeignetem Oberboden aus Baumaßnahmen (z.B. Autobahnbau,
Eisenbahntrassen) zu erwägen.
• Kurze Transportwege und maschinelle Ausbringung senken die Umsetzungskosten.
• Bei der Mähgutaufbringung verhindert die Ausbringung von frischem Material Verwehungen.
• Keine Saatbettvorbereitung oder Düngung erforderlich, da die gewünschten Arten an den Standort
angepaßt sein sollten. Bei sehr ungünstigen Substratverhältnissen (z.B. trockene, sehr saure
Standorte mit pH < 3) kann keine Vegetationsentwicklung eingeleitet werden.
• Auftrag ca. 1 kg Mähgut/m² (bzw. 300 – 500 g Trockensubstanz/m², von Struktur abhängig: feines
Material dünner auftragen, grobes Material dicker) bzw. 5 – 10 kg Oberboden/m².
460

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
5.7 Prinzipielle Strategien für die Entwicklung wertvoller Sekundärbiotope in
Abbaugebieten
(Sabine Tischew & Michael Reuter)
A - Allgemeine Prinzipien
Unter Einbeziehung der Ergebnisse weiterer Forschungsprojekte in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (WIEDEMANN ET AL. 1996, HENLE ET AL. 1997, TISCHEW
1998, FBM 1999, KÖCK 1999, WIEGLEB ET AL. 2000) sowie anderer Abgrabungen (TRÄNKLE
1997, GILCHER & BRUNS 1999, TRÄNKLE & BEIßWENGER 1999, BEIßWENGER & BRÜMMER
2000) können folgende allgemeine Kriterien und Forderungen für die Renaturierung von
Abbaugebieten zusammengefasst werden:
Vorrangflächen für den Naturschutz sollten einen möglichst hohen Anteil an Sukzessionsflächen
aufweisen. Die dynamischen Prozesse auf diesen Standorten bieten vielen gefährdeten Arten
räumliche und zeitliche Etablierungsnischen. Sukzessionsflächen weisen einen überdurchschnittlich
hohen Artenreichtum auf (TRÄNKLE & BEIßWENGER 1999, BEIßWENGER & BRÜMMER 2000,
TISCHEW & KIRMER 2003, PRACH in Vorb.).
Auf quartären Substraten, die bei allen Abbautätigkeiten (Kies-, Sand oder Braunkohlenabbau)
devastiert und wieder verkippt werden, geht die Vegetationsbesiedlung allgemein sehr rasch
vonstatten. Es entstehen schnell landschaftsästhetisch sehr ansprechende, reich strukturierte
Landschaften, die sich durch eine eigene Schönheit auszeichnen (Eigenheit, Alleinstellungsmerkmal).
Zur landschaftlichen Eigenheit von Abgrabungsflächen tragen aber auch sich sehr langsam
besiedelnde Flächen wie Abbrüche, Gesteine ohne Feinerdeanteil oder sehr saure Tertiärsubstrate
bei. Diese Standorte mit nur langsam voranschreitender Sukzession sind ein wesentliches Potenzial
von Folgelandschaften nach Abbauvorhaben, da sie Pionier- und Offenlandarten über lange
Zeiträume konkurrenzarme Nischen bieten. Um Akzeptanzproblemen bei verzögerten
Besiedlungsprozessen vorzubeugen, sollten schwer besiedelbare Substrate möglichst in ortsfernen
Bereichen oberflächennah verkippt werden bzw. nach Möglichkeit Sukzessionsflächen auf derartigen
Standorten nicht in Ortsrandlagen ausgewiesen werden.
Da für die frühen Besiedlungsphasen vor allem auch Lieferbiotope benachbarter älterer Abbauflächen
mit ihren Pionierarten von Bedeutung sind, ist die Ausweisung von Abbauflächen unterschiedlichen
Alters und der Schutz älterer Sukzessionsflächen in einem Abbaugebiet prinzipiell von Vorteil. Für die
Einwanderung von Waldarten ist der Erhalt von Altwaldresten in den Abbaugebieten von größter
Bedeutung, da viele Waldarten nur über sehr langsame Ausbreitungsmechanismen verfügen
(BENKWITZ et al. 2003).
Ältere Sukzessionsflächen sind zugleich auch Akkumulationsräume für Arten, die aus weiterer
Entfernung über Fernausbreitung und außergewöhnliche Ereignisse allmählich in die Abbaugebiete
eingetragen werden (GILCHER & BRUNS 1999, TRÄNKLE & BEIßWENGER 1999, TISCHEW &
KIRMER 2003). Diese Arten können dann benachbarte jüngere Flächen schneller besiedeln. Das
Vorhandensein eines typischen „Tagebauartenpools“ in größeren Abbaugebieten wird in SCHEIBLER
(2003) eindrucksvoll dargestellt.
Dieser Prozess der sukzessiven Besiedlung wird auch durch ein Mosaik von Standorten
unterschiedlicher Besiedlungsfähigkeit gefördert (Verkippen von Substratgemischen aus
unterschiedlichen geologischen Zeiträumen, hohe Reliefvielfalt). Leicht besiedelbare Standorte (z.B.
Geländemulden, Quartärsubstrate) wirken hier als Akkumulationsräume für weitere
Besiedlungsprozesse auf Grenzstandorten (sehr trockene Standorte wie Südböschungen, Abbrüche,
sehr saure Tertiärsubstrate).
Im Bereich entstehender Gewässer wird auf die unten detaillierter genannten Forderungen zur
Schaffung von Flachwasserzonen, einer abwechslungsreichen Uferlinie mit parziellen Abbruchkanten
und kleineren Stillgewässern hingewiesen.
Die naturschutzfachlichen Entwicklungspotenziale von Abbaugebieten werden aber für viele Tierarten
erst dann wirksam, wenn die landschaftsökologischen Besonderheiten Unzerschnittenheit,
Störungsarmut und Nährstoffarmut erhalten werden können (vgl. auch KÖCK 1999). Dazu bedarf es
einerseits ausreichend großer Vorrangflächen für den Naturschutz (mindestens 400 ha, möglichst
2000 ha) und andererseits guter Konzepte für eine Pufferung der Flächen gegen Nährstoffeintrag und
Störung. Eine strategische Besucherlenkung im Rahmen der touristischen Nutzung der Flächen ist
deshalb von großer Bedeutung (BUND 2003). Die Einwanderung von Tierarten ist auch im stärkeren
461

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Maße von dem Vorhandensein von Vernetzungsstrukturen zu den Lieferbiotopen im Umland
abhängig, die bei Abbauvorhaben unbedingt erhalten bzw. deren Entwicklung gefördert werden sollte.
Insgesamt ist inzwischen die Forderung nach 20 % Vorrangflächen für den Naturschutz an den
Folgelandschaften von Abbauvorhaben allgemein anerkannt und durchgesetzt. Es sollte jedoch
stärker auf die Qualität dieser Flächen im Sinne vielfältiger Entwicklungspotenziale für den
Naturschutz geachtet werden. Dazu ist eine frühzeitige Integration der Entwicklungsziele und die
Auswahl geeigneter Maßnahmen zur Flächengestaltung (Substratauswahl, Reliefgestaltung, Lage und
Größe) in die Sanierungs- und Wiedernutzbarmachungsplanung sicher zu stellen.
B) Übertragbarkeit auf andere Abbaugebiete des Braunkohlentagebaus
Planung und Gestaltung von Restlöchern
Die Ergebnisse der Forschungsverbundprojekte FBM und FLB haben deutlich gezeigt, dass der
naturschutzfachliche Wert der meisten Restseen deutlich hinter dem kleinerer Gewässer wie Weiher
oder Flachgewässer zurücksteht. Wesentlichste Ausnahme stellt die lokal große Bedeutung einiger
Restseen als Rast- und/oder Überwinterungsgebiet für Wasservögel dar.
Als Ursache für den ansonsten geringeren Wert großer Seen als (Teil-) Lebensraum für gefährdete
Arten sind vor allem folgende Punkte zu nennen:
• zumeist fehlende Flachwasserzonen;
• schlechtere Erwärmbarkeit des großen Wasserkörpers;
• starker Wellenschlag (Großflächigkeit der Seen; dadurch können sich z.T. selbst an flacheren
Uferbereichen keine breiten Röhrichtsäume entwickeln oder diese Bereiche sind beispielsweise
als Laichplatz für Amphibien ungeeignet);
• seltenes Vorhandensein großflächiger, zusammenhängender Röhrichte; in tieferen Bereichen nur
Entwicklung sehr dünnhalmiger, lichter Röhrichte, die bei Wellenschlag leicht brechen und häufig
auch als Brutplatz für Wasservögel nicht geeignet sind;
• geringere Strukturvielfalt der Röhrichte (nur selten Ausbildung von Kleinröhrichten, welche
beispielsweise für viele gefährdete Libellenarten große Bedeutung besitzen);
• größerer Einfluss von Fischen als Prädatoren von Libellen- oder Amphibienlarven (Fischbesatz;
dauerhafte Wasserführung; meist wenig Versteckmöglichkeiten in den tieferen, pflanzenarmen
Seen)
Insbesondere Flachgewässer und mit ihnen großflächige Röhrichtbestände haben einen klaren
Verbreitungsschwerpunkt im Sohlenbereich von Restlöchern, in denen noch Grundwasserhaltung
betrieben wird. Mit der Flutung der Restlöcher gehen diese Biotope verloren. Daraus ergeben sich aus
naturschutzfachlicher Sicht folgende Konsequenzen und Forderungen:
• Planung/Gestaltung von potenziellen Flachwasserzonen an zukünftigen Restseen (Uferneigung
1:10 oder flacher; möglichst innerhalb von Buchten und in einer von der Hauptwindrichtung
abgewandten Lage; eine Alternative zum letztgenannten Punkt können auch dem Ufer
vorgeschobene Dämme oder Inseln darstellen Þ Schutz vor Wellenschlag);
• Planung/Anlage von vom Hauptsee separierten Flach- oder Kleingewässern in Ufernähe des
Restsees;
• Initiierung von Röhrichten (siehe 4.2.2.3) im Bereich der zukünftigen Uferlinie, wenn auf Grund
von zu erwartendem starken Wellenschlag oder steiler Uferböschung die Etablierungschancen
von Röhricht durch natürliche Sukzession sehr gering sind.
Planung und Gestaltung von Kippen- und Haldenbereichen in Gebieten mit Vorrangnutzung
Naturschutz
Den Kippen und Halden kommt langfristig eine große Bedeutung zu, da viele naturschutzfachlich
wertvolle Biotoptypen bzw. Habitatstrukturen in den Restlöchern von Tagebaugebieten in Folge von
Grundwasseranstieg und/oder Restlochflutung verloren gehen. Zahlreiche Pflanzen- und Tierarten die
sich dort zeitweise angesiedelt haben, können in diesen Gebieten längerfristig nur überleben, wenn
sie in der näheren Umgebung (insbesondere im Kippen- und Haldenbereich) geeignete
462

Verwertung der Ergebnisse für die Naturschutz-, Raum- und Sanierungsplanung
Ausweichhabitate vorfinden. Neben den oben schon besprochenen Flachgewässern und Röhrichten
sind hier insbesondere Rohbodenflächen, Pionierfluren und Biotopmosaike zu nennen.
Neben dem Erhalt einer hohen Biotop- und Strukturvielfalt auf Kippen und Halden kann in Einzelfällen
auch die bewusste Anlage oder Gestaltung wertvoller Habitatstrukturen bzw. Biotoptypen bzw. eine
Erhaltungspflege aus naturschutzfachlicher Sicht notwendig sein. Folgende Hinweise für die
Planung/Gestaltung von Kippen- und Haldenbereichen werden als wesentlich angesehen:
• Erhalt einer hohen Vielfalt an geländemorphologischen Strukturen (z.B. Steilabbrüche,
Schüttrippen, Senken) und an verschiedenen Bodensubstraten, die insbesondere auch schwer
besiedelbare Substrate wie tertiäre Sande, Asche u.ä., die längerfristig als Rohboden Bestand
haben könnten, integrieren sollte; unbedingter Verzicht auf Abdeckung mit Mutterboden auf
solchen Substraten;
• Belassen von Geländesenken etc. auf (Innen-)Kippenbereichen, die tiefer als der
Endwasserspiegel liegen (potenzielle Weiher, Flachwasserbereiche oder andere Feuchtgebiete);
• Anlage von Gewässern bis Weihergröße im Kippenbereich (außerhalb des entstehenden
Restsees), z.B. im Rahmen von Ausgleichs- und Ersatzmaßnahmen; diese sollten zumindest
teilweise temporären Charakter besitzen, unbeschattet sein (keine Pflanzung von Ufergehölzen !),
sich nach Möglichkeit in windgeschützter Lage befinden und nicht im Randbereich von
landwirtschaftlich genutzten Flächen liegen (Eutrophierung);
• weitgehender Verzicht auf Ansaaten, Ermöglichen einer zumeist hohen Strukturvielfalt durch
spontane Sukzession;
• weitgehender Verzicht auf Aufforstungen, da Offenlandbiotope oder sich durch natürliche
Sukzession entwickelnde Gebüsche/Vorwälder meist einen deutlich höheren
naturschutzfachlichen Wert besitzen;
• vor allem süd- bzw. südwestexponierte Böschungen sollten als potenzielle Standorte von
naturschutzfachlich wertvollen Trockenhabitaten möglichst langfristig ihren Offenlandcharakter
behalten; von Aufforstungen sollte hier grundsätzlich abgesehen werde; günstig ist in jedem Fall
ein grobkörniges Bodensubstrat, auf dem die Sukzession deutlich verzögert abläuft; in Einzelfällen
kann eine Beweidung zur Verhinderung der Gehölzsukzession sinnvoll sein;
• Quellstandorte die nicht infolge des Grundwasseranstieges verloren gehen, sollten wegen ihrer
Seltenheit und hohen naturschutzfachlichen Bedeutung (z.B. für einige Fließgewässer-Libellen)
offen gehalten werden.
Relativ selten, aber von sehr hohem naturschutzfachlichen Wert sind Steilwände im Bereich der
Außenränder von Restlöchern. Insbesondere Steilwände aus bindigem Substrat (z.B. Lößanschnitte)
können Brutplätze für gefährdete Vogelarten wie Bienenfresser und Uferschwalbe oder Hymenopteren
(Wildbienen u.a.) darstellen. Nach Möglichkeit sollten solche Strukturen erhalten oder sogar extra
angelegt werden, wie es in einigen Tagebauen (z.B. Mücheln-Innenkippe) schon erfolgreich
durchgeführt wurde. Langfristig könnten hier z.T. in größeren zeitlichen Abständen Pflegemaßnahmen
notwendig sein (Verhinderung zu starker Beschattung durch aufkommende Gehölze; eventuell
Neuabstechen einiger Steilwände bei zu starkem Bewuchs mit Pflanzen oder Abflachung durch
Erosion).
463

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
6 Erfolgte und geplante Veröffentlichungen der Ergebnisse
6.1 Veröffentlichung des Abschlussberichtes
Der vorliegende Abschlussbericht und das ISABEL werden digital veröffentlicht. Interessierte
Personen Institutionen können beide Publikationen sowohl als CD erhalten oder diese im Internet über
die Homepage des FLB-Projektes (http://www-bbg.hrz.hs-anhalt.de/loel/forsch/flb/index.htm) abrufen.
Das ISABEL ist, wie im Kap. 5.3 beschrieben, im html-Format programmiert und somit problemlos an
jedem Rechner zu öffnen. Der Abschlussbericht mit allen Anlagen ist in das pdf-Format umgewandelt
worden, ein Dateiformat das mit dem kostenlosen Adobe Reader ebenfalls auf jeden PC lesbar ist.
Somit können die Projektergebnisse unaufwändig einem großen Interessentenkreis zur Verfügung
gestellt werden.
6.2 Erschienene und eingereichte Veröffentlichungen
Folgende Veröffentlichungen wurden im Rahmen des Forschungsprojektes eingereicht bzw. sind
erschienen:
BENKWITZ, S.; TISCHEW, S.; LEBENDER, A. (2002): „Arche Noah“ für Pflanzen? Zur Bedeutung
von Altwaldresten für die Wiederbesiedlungsprozesse im Tagebaugebiet Goitsche. Hercynia N.F.35:
181 - 214.
BESCH-FROTSCHER, W.; GOJ, H. (2000): GIS-gestützte Raumbeobachtung und Umweltbewertung
in Bergbaulandschaften Mitteldeutschlands. In: CREMERS, B.A.; GREVE, K. (Hrsg.):
Umweltinformatik 2000. Umweltinformation für Planung, Politik und Öffentlichkeit. 14. Internationales
Symposium „Informatik für den Umweltschutz“ der Gesellschaft für Informatik (GI), Bonn 2000, Band I:
70 - 82.
BIRGER, J.; TISCHEW, S. (2001): Monitoring von naturschutzrelevanten Flächen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands mittels Fernerkundungsmethoden. BfN-
Skripten 42: 85 - 93.
FROMM, A.; JAKOB, S.; TISCHEW, S. (2002): Sandtrockenrasen in der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft – Syntaxonomische und experimentelle Ansätze. Naturschutz
und Landschaftsplanung 34: 45 - 41.
HUTH, J. (2000): Libellen (Odonata) der Braunkohlen-Bergbaufolgelandschaften Sachsen-Anhalts.
Abh. Ber. Naturkunde 23: 3 - 27.
JAKOB, S.; KIRMER, A.; TISCHEW, S. (2003): Sind Standortfaktoren ein „Filter“ für die Biodiversität?
– Eine Studie am Beispiel der Bergbaufolgelandschaft. Nova Acta Leopoldina NF 87, Nr. 328: 351 -
359.
KARLOWSKI, U.; PITSCH, T.; TISCHEW, S.; WIEGLEB, G. (2003): Verwendung von Zeigerwerten
bei vegetationskundlichen Fragestellungen auf ehemaligen Truppenübungsplätzen und in
Bergbaufolgelandschaften. Berichte des Institutes für Landschafts- und Pflanzenökologie der
Universität Hohenheim. Beih. 17.
KIRMER, A. (2001): Verschiedene Methoden der Initialensetzung auf einer Quartiärsandböschung im
Mitteldeutschen Trockengebiet. Forschung Naturschutz in Sandlebensräumen. Tagungsband: 54 - 57.
KIRMER, A. (2003): Mähgutauftrag und Mulchdecksaat als alternative Methoden zur Einleitung einer
Vegetationsentwicklung im Tagebau Roßbach – Erste Ergebnisse. In: Akademie der Sächsischen
Landesstiftung Natur und Umwelt (Hrsg.): Naturschutz in Bergbauregionen: Braunkohlenbergbau –
eine Chance für den Naturschutz. Tagungsband Sächsische Landesstiftung Natur und Umwelt: 150 -
156.
KIRMER, A.; JÜNGER, G.; TISCHEW, S. (2002): Initiierung von Sandtrockenrasen auf
Böschungsstandorten im Braunkohlentagebau Goitsche. Naturschutz und Landschaftsplanung 34: 52
- 59.
KIRMER, A.; MAHN, E.-G. (2001): Spontaneous and initiated succession on unvegetated slopes in
the abandoned lignite strip mining area of Goitsche, Germany. J. Appl. Veg. Sci. 4: 19 - 27.
464

Erfolgte und geplante Veröffentlichungen der Ergebnisse
KIRMER, A.; OELERICH, H.-M.; STOLLE, M.; TISCHEW, S. (2001): Analyse, Bewertung und
Prognose der Landschaftsentwicklung in Tagebauregionen des Mitteldeutschen Braunkohlenreviers –
Projektvorstellung und ausgewählte Ergebnisse. Allg. Reihe der BTU Cottbus 7: 45 - 70.
KIRMER, A.; TISCHEW, S. (im Druck): Erfolgreiche Böschungsbegrünung mit frischem,
diasporenreichen Mähgut auf verschiedenen Substraten. In: Jahrbuch der Gesellschaft für
Ingenieurbiologie. Aachen: Selbstverlag der Gesellschaft für Ingenieurbiologie e.V.
LEBENDER, A.; KIRMER, A.; OELERICH, H.-M.; PITSCH, T.; TISCHEW, S. (2003): Analyse,
Bewertung und Prognose der Landschaftsentwicklung in Tagebauregionen des Mitteldeutschen
Braunkohlenreviers - Erste räumliche und zeitliche Prognosen. In: Akademie der Sächsischen
Landesstiftung Natur und Umwelt (Hrsg.): Naturschutz in Bergbauregionen: Braunkohlenbergbau –
eine Chance für den Naturschutz. Tagungsband Sächsische Landesstiftung Natur und Umwelt: 88 -
96.
MANN, S. (2002): Seltene Pflanzenarten in den Braunkohlentagebaurestlöchern des Geiseltals –
Thymelaea passerina und Erucastrum nasturtiifolium. Mitteilungen zur Floristischen Kartierung in
Sachsen-Anhalt. 6 (2001): 25 - 30.
OELERICH, M. (2000): Zur Geradflüglerfauna der Braunkohlen-Bergbaufolgelandschaften Sachsen-
Anhalts (Dermaptera, Blattoptera, Ensifera, Caelifera). Hercynia N.F. 33: 117-154.
SONNTAG, H.-W.; STOLLE, M.; JAHN, R.; TANNEBERG, H.; (2001): Bodenchemische
Veränderungen überfluteter Rohböden in der Bergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands. Mitteilgn.
Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch.
TISCHEW, S.; KIRMER, A. (2003): Entwicklung der Biodiversität in Tagebaufolgelandschaften:
Spontane und initiierte Besiedlungsprozesse. Nova Acta Leopoldina NF 87, Nr. 328: 249 - 286.
465

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
6.3 Buchprojekt mit B.G. Teubner-Verlag Stuttgart - Leipzig - Wiesbaden:
Mit dem B.G. Teubner-Verlag wurde eine Publikation der Projektergebnisse vereinbart.
Arbeitstitel: „Biotopentwicklung nach dem Braunkohletagebau“/alternativ „Naturnahe Entwicklung von
Folgelandschaften des Braunkohletagebaus“ (ca. 270 Seiten, ca. 100 Abbildungen, Preis ca. 29,95 €)
Inhaltsverzeichnis:
1. Rahmenbedingungen der Renaturierung von Bergbaufolgelandschaften (ca. 15 Seiten)
a. Berggesetz
b. Sanierungsplanung, Wiedernutzbarmachungsplanung, Regionalplanung
c. Stadien der Landschaftsentwicklung in Braunkohlen-Abbaugebieten
2. Ökologische Grundlagen der Renaturierung von Bergbaufolgelandschaften (ca. 50 Seiten)
a. Abiotische Parameter
b. Grundlegende Besiedlungsmuster – Einfluß der Umgebung auf die Besiedlung mit Tieren und
Pflanzen
c. Sukzessionsmechanismen (initiale Besiedlung, Vegetationsdifferenzierung,
Sukzessionsschemata, Sukzessionsnetze)
3. Spontane Entwicklung von Biotopen in der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (ca. 100
Seiten)
a. Übersicht über die wesentlichen Biotope der Bergbaufolgelandschaft
b. Charakteristische, gefährdete und geschützte Arten/Lebensgemeinschaften der Biotope
c. Einflussfaktoren auf die Biotopentwicklung, Entwicklungsprognosen
4. Methoden der beschleunigten Biotopentwicklung (ca. 50 Seiten)
a. Beschleunigte Vegetationsentwicklung auf erosionsgefährdeten Böschungsstandorten
b. Ufersicherung mit naturnahen Methoden
c. Initiierung naturnaher Waldentwicklung
5. Schutz und Management von Biotopen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft (50 Seiten)
a. Diskussion der Strategien Prozessschutz – Arten- und Biotopschutz, gesetzl. Grundlagen
b. Integration naturschutzfachlich wertvoller Flächen der Bergbaufolge-landschaft in regionale
und überregionale Planungen des Naturschutzes
c. Diskussion nutzungsrelevanter Konflikte (Naherholung, Forstwirtschaft, Landwirtschaft)
d. Beispiele der Sicherung von naturschutzfachlich wertvollen Flächen
e. Monitoring der Entwicklungsprozesse
6. Informationssystem für die Analyse, Bewertung und Prognose der Entwicklungsprozesse in der
Bergbaufolgelandschaft: Fallbeispiel Mitteldeutscher Raum (3 Seiten) (Einleitungskapitel für die
Anwendung der Internetversion – CD in Buchhülle)
466

Weiterer Forschungs- und Untersuchungsbedarf
7 Weiterer Forschungs- und Untersuchungsbedarf
Der weitere Forschungs- und Untersuchungsbedarf kann zu drei Themenschwerpunkten
zusammengefasst werden:
A - Landschaftsveränderung nach Grundwasseranstieg/Flutung
Die in den nächsten Jahren stattfindende Flutung der Tagebaue bzw. der Grundwasserwiederanstieg
wird zu einer komplexen Reaktion der semiaquatischen und terrestrischen Ökosysteme ganzer
Regionen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft und des angrenzenden unverritzten Umlandes
führen. Es werden riesige Wasserflächen entstehen, die für diese Landschaften untypisch sind. In
diesem Zusammenhang werden Veränderungen der meso- und lokalklimatischen Bedingungen
prognostiziert (HILDMANN & OESTREICHER 1998). Deshalb muss eine Verifizierung der
allgemeinen Entwicklungsprognosen nach Grundwasseranstieg/Flutung erfolgen und die
Einflussnahme auf die naturschutzfachlichen Wertgrößen muss analysiert werden. Gegebenenfalls
müssen kurzfristig geeignete Maßnahmen als Reaktion auf unvorhergesehene Entwicklungen
eingesetzt werden. Schwerpunkt der Untersuchungen sollte z.B. die Uferzonenentwicklung, der
Wasserchemismus und die Auswirkungen auf Boden, Vegetation und Fauna sein.
Ein weiterer Faktor, für dessen Wirkungsintensität in konkreten Bereichen der
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft kaum Prognosen möglich sind, ist der Grad der zukünftigen
Nutzung der naturschutzfachlich wertvollen Flächen z.B. durch den sich entwickelnden Tourismus
(Naturtourismus, Wildnistourismus, Badetourismus) und die negativen oder positiven Folgen für die
Entwicklung der Pflanzen- und Tierwelt sowie für die Standortbedingungen (Trophie,
Störungsintensität, Zerschneidungsgrad). In zahlreichen Gebieten (vor allem an Tagebauseen) findet
eine parallele Nutzung durch den Tourismus und den Naturschutz statt. Für den Diskurs mit den
verschiedenen gesellschaftlichen Gruppen bzw. Nutzern und die Entwicklung von
Kompromisslösungen bei auftretenden Konflikten ist eine fachliche Grundlage (Analyse und
Bewertung der Nutzungswirkung auf naturschutzfachliche Wertgrößen) notwendig.
Generell ist insbesondere für den mitteldeutschen Raum ein ungenügender Wissensstand zur
biotischen Entwicklung der Gewässerkörper zu verzeichnen. Das betrifft alle Arten der Makrophyten
und aus der Sicht des Naturschutzes vor allen die Armleuchteralgen. Das gehäufte Vorkommen dieser
Arten in einigen Restseen der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft charakterisiert diese Gewässer
eventuell als FFH-Lebensraum im Sinne der FFF-Richtlinie (Fauna-Flora-Habitat-Richtlinie). Auf
Grund der geplanten Projektstruktur und der avisierten Aufgabenstellungen war dieser
Themenbereich leider nicht Gegenstand der Forschungsarbeiten des hier vorgestellten FLB-Projektes.
Weiterer Forschungsbedarf besteht auch auf dem Gebiet der standortbezogenen Bodenentwicklung.
Auf Grund der über Jahrzehnte bis Jahrhunderte verlaufenden komplexen Entwicklungsprozesse ist
die Bodengenese der Bergbaufolgeflächen – vor allem das Zusammenwirken von
bodenphysikalischen, bodenchemischen und bodenbiologischen Parametern und Faktoren – in ihrer
langfristigen Wirkung noch nicht hinreichend genau erforscht.
Ein weiterer Untersuchungsschwerpunkt sollte die überregionale Veränderung von
Rastplätzen/Überwinterungsgebieten von Wasservögeln infolge Flutung der Tagebaue darstellen.
Auch hier ist eine Analyse der Konflikte mit den geplanten Tourismusnutzungen, mit der
Landwirtschaft (Gänsefraßschäden) und den ausgewiesenen Eignungsgebieten für Windkraftanlagen
(unter Berücksichtigung der bestehenden Windparks) notwendig und es müssen geeignete
Maßnahmen abgeleitet werden.
Das in diesem Projekt vorgestellte Konzept für ein naturschutzfachliches Monitoring sollte
weiterentwickelt und entsprechend der jeweils aktuellen Rahmenbedingungen modifiziert werden.
Weiterer Forschungsbedarf besteht in diesem Zusammenhang auch in Hinblick auf die Festlegung
von Grenzwerten für die Erfolgskontrolle im Rahmen der Überwachung der Entwicklungsprozesse
bzw. deren Modifikation unter veränderten Rahmenbedingungen, damit eine Veränderung
naturschutzfachlicher Wertgrößen rechtzeitig detektiert werden kann. Des Weiteren sollten
methodische Ansätze zum Nachweis von Trends auf verschiedenen Organisationsebenen verbessert
werden. Angesichts der Anforderungen an Daten und Datenverarbeitungssysteme unter dem
Gesichtspunkt von Monitoringaufgaben auf Landschaftsebene kommt weiteren Arbeiten zur
467

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
integrierten Entwicklung von strukturierten, plausiblen und anwendungsfreundlichen GIS-Systemen
eine große Bedeutung zu. Auch im Zusammenwirken mit Fernerkundungsmethoden ist dabei eine
zunehmende Effizienz in den Arbeitsabläufen zu erwarten.
B – Renaturierungskonzepte zum Erhalt von dynamischen Prozessen und Arten
Ein prozessschutzbezogenes Renaturierungskonzept wird langfristig den Erhalt von
naturschutzrelevanten Pionier- und Offenlandarten nur über die Integration aller Abbauvorhaben
(Sanierungstagebau und aktiver Braunkohlentagebau, Abbau von Sand, Kies, Gesteinen)
gewährleisten. Abbau von Bodenschätzen und andere Störungsregime sind im dicht besiedelten
Mitteleuropa nicht zu vermeiden. Im Rahmen der Kompensationsplanung bei Eingriffen in den
Naturhaushalt sollte zukünftig stärker auf die Förderung von dynamischen Prozessen durch den Erhalt
oder die Gestaltung sowohl einer hohen geomorphologischen Reliefvielfalt als auch einer hohen
Standortheterogenität orientiert werden. Natürliche Wiederbesiedlungsprozesse müssen dabei
bewusster in die Planungen integriert werden (Ausweisung von Sukzessionsflächen). Dazu sind
gebiets – und ressortübergreifende Renaturierungskonzepte zu entwickeln.
Für den speziellen Fall der sachsen-anhaltinischen Braunkohlenbergbaufolgelandschaft ist der aktive
Tagebau Profen (MIBRAG) in ein naturschutzfachliches Monitoring des Sanierungstagebaus
(LMBVmbH) einzubinden und es sollten konkrete, naturschutzfachlich untersetzte
Entwicklungskonzepte erarbeitet werden.
C - Konkrete naturschutzfachliche Fragestellungen zur Entwicklung ausgewählter Bereiche in
der sachsen-anhaltinischen Bergbaufolgelandschaft
Insbesondere für die Kippen- und Halden-Forste in Schutzgebieten sind Konzepte für die langfristige
Entwicklung notwendig. Das betrifft vor allem Forstflächen mit expansiven neophtytischen Arten, wie
z.B. Roteichenforste, aber auch eingebrachte neophytische Sträucher wie die Ölweide oder den (in
Sachsen-Anhalt nicht heimischen) Sanddorn. Ebenso wie im Fall der offensichtlich
verjüngungshemmenden Balsam-Pappel werden hier radikale Eingriffe sicherlich nicht zu vermeiden
sein.
Die älteren Robinienforste sind differenziert zu betrachten, da hier der relativ hohe Strukturreichtum
und die artenreichen Avizönosen in die Bewertung einbezogen werden müssen. Vor allem im
Böschungsbereich ist der unverhältnismäßig hohe Aufwand eines Umbaues in autochthone
Gehölzbestände zu hinterfragen. In Hybrid-Pappelforsten ist oft eine starke Naturverjüngung mit
autochthonen Gehölzarten zu verzeichnen, die einen Umbau oftmals unnötig erscheinen lässt und
damit auch ein volkswirtschaftliches Einsparpotenzial darstellt.
Für die gefährdeten und geschützten Arten Sachsen-Anhalts, für deren Bestandeserhalt die
Braunkohlenbergbaufolgelandschaft inzwischen entscheidend ist (z.B. Epipactis palustris,
Dactylorhiza incarnata, Equisetum variegatum, Botrychium matricariifolium, Thymelaea passerina,
Liparis loeselii, Brachpieper, Sandohrwurm, Blauflügelige Sandschrecke), sollte eine Konkretisierung
der Handlungsoptionen in Hinblick auf Managementpläne und ggf. Aktualisierung des
Schutzgebietskonzeptes vorgenommen werden.
Die aufgeführten naturschutzfachlichen Fragestellungen zur Entwicklung ausgewählter Bereiche
sollten in ein zukünftiges naturschutzfachliches Monitoring der Braunkohlenbergbaufolgelandschaft
integriert werden.
468

Literaturverzeichnis
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Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
9 Anlagenverzeichnis
Anlage 1
Anlage 1.1
Anlage 1.2
Übersichtskarten der Untersuchungsgebiete
Nordraum
Südraum
Anlage 2 Karten der Raster und Teilflächen FLB
Anlage 2.1 Golpa-Nord (Bachaue)
Anlage 2.2 Muldenstein
Anlage 2.3 Goitsche, Sandtrockenrasen und Holzweißig-West (Böschungsbereiche im
nordwestlichen Teil des Restloches)
Anlage 2.4 Mücheln, Innenkippe
Anlage 2.5 Halde Blösien
Anlage 2.6 Halde Klobikau
Anlage 2.7 Halde Pfännerhall
Anlage 2.8 Kayna-Süd
Anlage 2.9 Goitsche, Bärenhof
Anlage 2.10 Mücheln Südfeld
Anlage 2.11 Holzweißig-West (Böschungsbereiche im Süd- und Ostteil des Restloches)
Anlage 2.12 Goitsche, Restloch Paupitzsch
Anlage 2.13 Goitsche, Tagesanlagen
Anlage 2.14 Goitsche, Halde 10/35
Anlage 3
Anlage 3.1
Anlage 3.2
Anlage 3.3
Peilstangenbohrungen
Übersicht über die Peilstangenbohrungen
Dokumentation der Peilstangenbohrungen (Microsoft Access-Datenbank)
Erläuterung der Datenbankstruktur
Anlage 4 Karten Bodenformengesellschaften
Anlage 4.1 Karten
Anlage 4.1.1 Golpa-Nord
Anlage 4.1.2 Goitsche, Sandtrockenrasen und Holzweißig-West
Anlage 4.1.3 Goitsche, Tagesanlagen, Halde 10/35, Bärenhof
Anlage 4.1.4 Mücheln, Innenkippe
Anlage 4.1.5 Kayna-Süd
Anlage 4.2 Legenden
Anlage 4.2.1 Generallegende
Anlage 4.2.1 Golpa-Nord
Anlage 4.2.2 Goitsche, Bärenhofinsel
Anlage 4.2.3 Goitsche, Halde 10/35
Anlage 4.2.4 Goitsche, Tagesanlagen
Anlage 4.2.5 Goitsche, Sandtrockenrasen
Anlage 4.2.6 Mücheln, Innenkippe
Anlage 4.2.7 Kayna-Süd
Anlage 4.3 Bedeutung der Farbgebung und der Schraffurraster der Kartiereinheiten bei der
Darstellung des Substrataufbaus in den Karten der Bodenformengesellschaften
Anlage 4.4 Zusammenstellung der aggregierten Kipp-Substrattypen für das Untersuchungsgebiet
Anlage 4.5 Flächenanteile, aggregierte Substrattypen und dominierende Bodentypen der
Kartiereinheiten in den Karten der Bodenformengesellschaften
Anlage 4.6 Leitbodenformen der Kartiereinheiten für die Bodenformengesellschaften der
Untersuchungsgebiete in der Bergbaufolgelandschaft Mitteldeutschlands
Anlage 5 Geomorphologie
Anlage 5.1 Dokumentation der Geomorphologischen Kartierung (Microsoft Access-Datenbank)
Anlage 5.2 3D-Geländemodelle
Anlage 5.2.1 3D-Modell Golpa-Nord
Anlage 5.2.2 3D-Modell Goitsche
Anlage 5.2.3 3D-Modell Halde Klobikau
Anlage 5.2.4 3D-Modell Halde Blösien
Anlage 5.2.5 3D-Modell Halde Pfännerhall
Anlage 5.2.6 3D-Modell Mücheln-Südfeld
494

Anlagenverzeichnis
Anlage 6
Anlage 6.1.
Anlage 5.2.7 3D-Modell Mücheln, Innenkippe
Anlage 5.2.8 3D-Modell Kayna-Süd
Biotoptypen
Biotoptypenkarten
Anlage 6.1.1 Golpa-Nord
Anlage 6.1.2 Goitsche, Sandtrockenrasen
Anlage 6.1.3 Mücheln, Innenkippe
Anlage 6.1.4 Kayna-Süd
Anlage 6.1.5 Halde Blösien
Anlage 6.2. Biotoptypenschlüssel
Anlage 7 Vegetationseinheiten
Vegetationstabellen Nordraum
Anlage 7.1 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Sandtrockenrasen
Anlage 7.2 Vegetationsaufnahmen der Sandtrockenrasen
Anlage 7.3 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Festuca ovina-dominierten Trockenrasen
Anlage 7.4 Vegetation der Festuca ovina-dominierten Trockenrasen
Anlage 7.5 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Pionierfluren
Anlage 7.6 Vegetation der Pionierfluren
Anlage 7.7 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Calamagrostis epigejos-dominierten Bestände
Anlage 7.8 Vegetation der Calamagrostis epigejos-dominierten Bestände
Anlage 7.9 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Glatthafer-Dominanzbestände
Anlage 7.10 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Brombeergebüsche
Anlage 7.11 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Feuchtfluren und Röhrichte
Anlage 7.12 Vegetation der Feuchtfluren und Röhrichte
Anlage 7.13 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Gebüsche und Vorwälder
Anlage 7.14 Vegetation der Gebüsche und Vorwälder
Vegetationstabellen Südraum
Anlage 7.15 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Pionierfluren
Anlage 7.16 Vegetation der Pionierfluren
Anlage 7.17 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der ausdauernden Gras- und Staudenfluren
Anlage 7.18 Vegetation der ausdauernden Gras- und Staudenfluren
Anlage 7.19 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Glatthafer-Dominanzbestände
Anlage 7.20 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Equisetum arvense-
Dominanzbestände
Anlage 7.21 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Sanddorn-Gebüsche
Anlage 7.22 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Land-Reitgras-Fluren
Anlage 7.23 Vegetation der Land-Reitgras-Fluren
Anlage 7.24 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Schilf-Röhrichte
Anlage 7.25 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Bolboschoenus maritimus-Röhrichte und
Typha spec.-Röhrichte
Anlage 7.26 Vegetation der Bolboschoenus maritimus-Röhrichte und Typha spec.-Röhrichte
Anlage 7.27 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der feuchten Staudenfluren
Anlage 7.28 Vegetation der feuchten Staudenfluren
Anlage 7.29 Vegetation der Seggen-Dominanzbestände
Anlage 7.30 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Juncus div. spec.-Dominanzbestände
Anlage 7.31 Vegetation der Juncus div. spec.-Dominanzbestände
Anlage 7.32 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Birken-Weiden-Brüche
Anlage 7.33 Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Vorwälder
Anlage 7.34 Vegetation der Vorwälder
Anlage 7.35 Vegetation, Stetigkeit und mittlere Artmächtigkeit der Robinienvorwälder
Anlage 8 Altwaldreste im Tagebau Goitsche
Anlage 8.1 Vegetationstabelle Waldrest Bärenhofinsel (2000)
Anlage 8.2 Vegetationstabelle Waldrest Tagesanlagen IIa (2000)
Anlage 8.3 Vorkommen von Gehölzen im 25 m x 25 m-Raster (Transekt) auf den Tagesanlagen IIa
Anlage 8.4 Vorkommen krautigen Waldbodenpflanzen im 25 m x 25 m-Raster (Transekt) auf den
Tagesanlagen IIa
Anlage 8.5 Vegetationstabelle Pionierwald Halde 10/35 (2000)
495

Forschungsverbund Landschaftsentwicklung Mitteldeutsches Braunkohlenrevier – Endbericht
Anlage 9
Anlage 9.1
Anlage 9.2
Anlage 10
Anlage 10.1
Anlage 10.2
Anlage 10.3
Anlage 10.4
Anlage 10.5
Anlage 10.6
Anlage 10.7
Anlage 11
Anlage 11.1
Anlage 12
Anlage 13
Anlage 14
Anlage 14.1
Anlage 14.2
Anlage 14.3
Anlage 15
Anlage 16
Anlage 17
Anlage 18
Anlage 19
Anlage 20
Anlage 20.1
Anlage 20.2
Anlage 20.3
Anlage 20.4
Anlage 20.5
Anlage 21
Anlage 21.1
Anlage 21.2
Anlage 21.3
Anlage 21.4
Heuschreckenerfassungen
Klassifizierung der erfassten abiotischen Parameter der Heuschreckenuntersuchungsflächen
Klassifizierung der erfassten Vegetationsparameter der Heuschreckenuntersuchungsflächen
Libellenerfassungen
Grundlagen
Radis-Greminer-Graben
Muldenstein
Goitsche
Asendorfer Kippe, Kippe-Stedten
Mücheln, Innenkippe
Kayna-Süd
Analyse und Prognose von Sukzessionsprozessen
Signifikante Indikatorarten der 9 Cluster (FLB-Datensatz) mit Angabe der Indikatorwerte
(nach DUFRENE & LEGENDRE 1997) und des Signifikanzniveaus (Monte-Carlo-
Permutationstest)
Basismischungen Wildpflanzensaatgut
Laufkäferfauna unterschiedlicher Haldengehölze im Bereich des Geiseltales
Faunistische Artenlisten zum Mähgutversuch
Spinnen
Zikaden
Laufkäfer
Bodenparameter und Alter der untersuchten Flächen nach Biotoptypen getrennt
– Mittelwerte
Brutvögel – Siedlungsdichteuntersuchungen
Untersuchungen zum Wasseranstieg – Laufkäfer
Beispielflächen für die Gruppenbildung zur terrestrischen Klassifizierung von
Verbuschungstypen
Gesamtartenliste der 10 untersuchten Tagebaue mit Rote-Liste-Status
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Bärenhof-Insel
Übersicht
Wasser
Röhrichte
Wälder im direkten Grundwassereinflussbereich
Wälder außerhalb des direkten Grundwassereinflussbereiches
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Tagesanlagen Pfeiler 2a
Übersicht
Röhrichte
Wälder im direkten Grundwassereinflussbereich
Wälder außerhalb des direkten Grundwassereinflussbereiches
Anlage 22 Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Halde 1035
Anlage 22.1 Übersicht
Anlage 22.2 Röhrichte
Anlage 22.3 Wälder im direkten Grundwassereinflussbereich
Anlage 22.4 Wälder außerhalb des direkten Grundwassereinflussbereiches
Anlage 23
Anlage 23.1
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Sandtrockenrasen Petersroda
Übersicht
496

Anlagenverzeichnis
Anlage 23.2
Anlage 23.3
Anlage 23.4
Anlage 24
Anlage 24.1
Anlage 24.2
Anlage 24.3
Anlage 24.4
Anlage 24.5
Anlage 24.6
Anlage 25
Anlage 25.1
Anlage 25.2
Anlage 25.3
Anlage 25.4
Anlage 25.5
Anlage 25.6
Anlage 26
Anlage 26.1
Anlage 26.2
Anlage 26.3
Anlage 26.4
Anlage 26.5
Anlage 26.6
Anlage 26.7
Röhrichte
Offenland
Vorwald
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Golpa-Nord
Übersicht
Gewässer
Röhrichte
Offenland
Vorwälder
Wälder
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Kayna-Süd
Übersicht
Röhrichte
Rohboden
Verbuschung
Vorwälder
Wälder
Entwicklungsprognose für den Tagebaubereich Mücheln-Innenkippe
Übersicht
Gewässer
Röhricht
Rohboden
Verbuschung
Vorwald
Wald
Anlage 27 Gesamtartenliste Mulden an der zukünftigen Uferlinie G0401-19
Anlage 28
Datenbank Flora
497