und Standortentwicklung des wiedervernässten Grünlandes im ...

Ernst-Moritz-Arndt-Universität Greifswald
Mathematisch-Naturwissenschaftliche Fakultät
Botanisches Institut
Diplomarbeit
im Fach Landschaftsökologie und Naturschutz
Vegetations- und Standortentwicklung des
wiedervernässten Grünlandes im Anklamer Stadtbruch
(Mecklenburg-Vorpommern)
vorgelegt von
Karsten Schulz
betreut durch Prof. Dr. Michael Succow
und Dr. Tiemo Timmermann
Greifswald, Februar 2005

Im Anklamer Stadtbruch
Schwarze Gestalten regungslos in der Ferne - tot?
Davor fliehen weiße Nebel in des Himmels morgendlichen Rot.
Kalter Tau, der in letzten Tränen über Pflanzenkleider rinnt,
und ein neuer Tag, der im Anklamer Stadtbruch beginnt.
Mit dumpfem Schalle die Rohrdommel durch das Röhricht hallt.
Kranichrufe über neu entstehendem Wald.
Im seichten Wasser funkeln tausend kleine Fische,
und überall Leben und überall Frische.
Aus dem Wasser ertönt ein inniger Chor
in tiefer Zufriedenheit übers ganze Moor.
Grüne Kleider wuchern hier und dort geschwind,
und ein neues Leben im Anklamer Stadtbruch beginnt!

INHALTSVERZEICHNIS
1. EINLEITUNG UND ZIELSTELLUNG ..................................................................... 7
2. CHARAKTERISIERUNG DES UNTERSUCHUNGSGEBIETES ......................... 10
2.1. Allgemeine Beschreibung ....................................................................................................... 10
2.1.1. Lage, Größe und naturräumliche Einordnung.................................................................... 10
2.1.2. Naturschutzgebiet „Anklamer Stadtbruch“ ......................................................................... 12
2.2. Moorgenese .............................................................................................................................. 15
2.3. Geschichte der Landnutzung.................................................................................................. 17
2.4. Bodenverhältnisse ................................................................................................................... 20
2.5. Klima und Witterung ................................................................................................................ 21
2.5.1. Klima des Untersuchungsgebietes..................................................................................... 21
2.5.2. Klimatische Besonderheiten...............................................................................................22
2.5.3. Witterungsverlauf im Untersuchungszeitraum ................................................................... 22
2.6. Hydrologie................................................................................................................................. 23
2.6.1. Abflussregime des Haffs .................................................................................................... 24
2.6.2. Hydrologische Verhältnisse im Anklamer Stadtbruch........................................................ 25
3. UNTERSUCHUNGSMETHODEN ........................................................................ 29
3.1. Struktur des Untersuchungsgebietes .................................................................................... 29
3.2. Relief.......................................................................................................................................... 29
3.3. Hydrologische Untersuchungen............................................................................................. 30
3.3.1. Wasserstands- und Pegelmessungen ............................................................................... 30
3.3.2. Ökohydrologische Kennzeichnung..................................................................................... 30
3.4. Hydrochemische Untersuchungen......................................................................................... 31
3.5. Untersuchung der Biomasse ..................................................................................................32
3.6. Trophie ...................................................................................................................................... 33
3.7. Vegetation ................................................................................................................................. 34
3.7.1. Vegetationsaufnahmen ...................................................................................................... 34
3.7.2. Vegetationsformenkonzept ................................................................................................ 34
3.7.3. Vegetationskartierung ........................................................................................................ 34
3.8. Statistische Auswertung ......................................................................................................... 35
4. UNTERSUCHUNGSERGEBNISSE ..................................................................... 36
4.1. Hydrologie................................................................................................................................. 36
4.1.1. Höhenvermessung der Pegel............................................................................................. 36
4.1.2. Höhenvermessung der einzelnen Flächen ........................................................................ 36
4.1.3. Wasserstandsverlauf des Haffs ......................................................................................... 36
4.1.4. Wasserstands- und Pegelmessungen ............................................................................... 37
4.1.5. Wasserstufen ..................................................................................................................... 39
4.1.6. Hydrotoptypen des Untersuchungsgebietes ...................................................................... 39
4.2. Hydrochemie............................................................................................................................. 40
4.2.1. Nährstoffökologisch-chemische Kennzeichnung ............................................................... 40
4.3. Biomasse................................................................................................................................... 45
4.3.1. Produktivität (standing crop) .............................................................................................. 45
4.3.2. Nährstoffgehalt der Biomasse............................................................................................ 46
4.4. Vegetation ................................................................................................................................. 53
4.4.1. Die Vegetation vor der Wiedervernässung ........................................................................ 53
4.4.2. Die Vegetation unmittelbar nach der Wiedervernässung 1998 ......................................... 54
4.4.3. Die Vegetation im Untersuchungszeitraum........................................................................ 56
4.4.3.1. Wasserriede: (Wasserstufe 6+) .................................................................................. 56
4.4.3.2. Riede: (Wasserstufe 5+) ............................................................................................. 61
4.4.3.3. Staudenfluren: (Wasserstufe 4+) ................................................................................ 65
4.4.4. Vegetation der Intensivfläche Zartenstrom ........................................................................ 66
4.4.5. Vegetation der Intensivfläche Bugewitz ............................................................................. 67

5. DISKUSSION ....................................................................................................... 68
5.1. Höhenmessung und Moorschwund ....................................................................................... 68
5.2. Hydrologie................................................................................................................................. 70
5.2.1. Veränderung der Wasserstufen nach der Wiedervernässung........................................... 70
5.2.2. Der Einfluss der Haffwasserdynamik im Untersuchungsgebiet ......................................... 70
5.3. Hydrochemie............................................................................................................................ 73
5.3.1. Veränderung des pH-Wertes nach der Wiedervernässung ............................................... 73
5.3.2. Elektrische Leitfähigkeit, Salinität und Chloridgehalt infolge Wiedervernässung .............. 73
5.3.3. Nährstoffgehalt des Überflutungswassers nach der Wiedervernässung........................... 76
5.3.4. Identifikation der Trophie mittels Wasserinhaltsstoffe........................................................ 82
5.3.5. Zusammenfassung............................................................................................................. 82
5.4. Standortentwicklung infolge Wiedervernässung.................................................................. 84
5.5. Biomasse................................................................................................................................... 85
5.5.1. Produktivität........................................................................................................................ 85
5.5.2. Nährstoffgehalt der Biomasse............................................................................................ 89
5.5.3. Identifikation der Trophie mittels Biomasse ....................................................................... 92
5.6. Vegetationsentwicklung .......................................................................................................... 95
5.6.1. Artenvielfalt der Gefäßpflanzen im Untersuchungsgebiet.................................................. 95
5.6.2. Vegetationsentwicklung und Vegetationsformenkonzept .................................................. 96
5.6.3. Vegetationsentwicklung im Untersuchungsgebiet ............................................................. 97
5.6.4. Sukzessionssteuernde Faktoren infolge Wiedervernässung........................................... 108
6. EINSCHÄTZUNG DES RENATURIERUNGSERFOLGS....................................114
6.1. Bildet sich eine potenziell torfbildende Vegetation?.......................................................... 114
6.2. Gepuffertes oder ungepuffertes Überflutungsregime?...................................................... 116
6.3. Ansätze zu einer Bewertung der Wiedervernässung ......................................................... 117
6.4. Prognose der weiteren Entwicklung .................................................................................... 118
7. ZUSAMMENFASSUNG ......................................................................................120
LITERATURVERZEICHNIS ....................................................................................123
ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS ...............................................................................132
ABBILDUNGSVERZEICHNIS.................................................................................133
TABELLENVERZEICHNIS .....................................................................................136
DANKSAGUNG ......................................................................................................138
ANHANG.................................................................................................................139

1. Einleitung und Zielstellung 7
1. EINLEITUNG UND ZIELSTELLUNG
Das Anklamer Stadtbruch - Deutschlands größtes Moorvernässungsgebiet - nimmt eine
besondere Stellung im Peenetal ein. Mit ca. 1.710 ha stellt es einen Ausschnitt des Peene-
Haff-Moors am Stettiner Haff dar (GREMER et al. 2000), der als Komplex aus
Durchströmungs-, Regen- und Küstenüberflutungsmoor über Jahrhunderte ein bedeutender
Lebensraum seltener Tier- und Pflanzenarten war. Darüber hinaus bildete das Gebiet
ursprünglich einen wichtigen Retentionsraum, der als Filter für Nähr- und Schadstoffe in der
Landschaft fungierte.
Flusstalmoore wie das Peenetal wurden im 20. Jahrhundert einer intensiven Entwässerung
und landwirtschaftlichen Nutzung unterworfen. Dies führte zu einer starken
Moordegradierung und zu einem großflächigen Absinken der Nutzflächen unterhalb des
Meeresspiegels. Die intensive Nutzung dieser Gebiete verursachte außerdem einen raschen
Vegetationswandel. Auch im Anklamer Stadtbruch führte das Verschwinden zahlreicher
Pflanzenarten, darunter Mehlprimel (Primula farinosa), Fettkraut (Pinguicula vulgaris) oder
Lungenenzian (Gentiana pneumonanthe) zu einem erheblichen Biodiversitätsverlust
(UMWELTMINISTERIUM MV 1999).
Ein Sturmflutereignis im November 1995, dessen Scheitelhöhe +1,01 m HN betrug, zeigte in
erschreckender Deutlichkeit, wie stark die anthropogene Schädigung des Anklamer
Stadtbruches vorangeschritten war. Ca. 2.000 ha Land standen unter Wasser (GREMER
1999). Da eine Nutzung des Gebietes im herkömmlichen Sinn sowohl aus ökonomischer als
auch aus naturschutzfachlicher Sicht nicht mehr tragfähig war, wurde das Gebiet mit dem
Ziel wiedervernässt, die Regeneration der anstehenden Niedermoorflächen zu gewähren
(NEUHAUS & PARTNER 1999).
In Mecklenburg-Vorpommern sind aktuell etwa zwei Drittel der Moorgrünlandfläche (ca.
135.000 ha) von einer Nutzungsauflassung betroffen und stehen mittel- bis langfristig am
Beginn oder vor einer Wiedervernässung (TIMMERMANN 2003b). Aus der
Wiedervernässung, als Disposition einer Moorrenaturierung (EGGELSMANN 1989), ergeben
sich ganz einmalige Entwicklungschancen. Ein ganzjähriger Überstau, wie er für viele
Gebiete typisch ist, führt zu einem Stopp der Torfmineralisation (TOTH 1983). Günstige
hydrologische Bedingungen bilden eine Voraussetzung für die erneute Etablierung einer
potenziell torfbildenden Vegetation. Durch Regeneration des Torfkörpers sollen
Schadstoffemissionen in die Atmosphäre und in angrenzende Gewässer gestoppt werden.
Mit beginnender Torfspeicherung wird eine „Selbstreinigung“ als Nährstoffentsorgung
einsetzen (SUCCOW & JOOSTEN 2001).
Abgestorbene Wälder, ausgedehnte Flachgewässer und Schlammfluren mit sich
entwickelnden Röhrichten und Seggenrieden. Trauerseeschwalbe, Rohrdommel und
Rothalstaucher - das Anklamer Stadtbruch, ein Flusstalmoor im Wandel der Zeit.

8 1. Einleitung und Zielstellung
Infolge der Wiedervernässung landwirtschaftlich intensiv genutzter, degradierter
Niedermoorflächen kann es zu einer völligen Umgestaltung der standörtlichen
Gegebenheiten und der Vegetation kommen. Ungewissheit besteht unter anderem darin, ob
und in welchem Zeitraum sich stabile Vegetationseinheiten bilden, die eine erneute
Torfbildung induzieren.
Der Gegenstand dieser Arbeit ist daher die Dokumentation der Vegetations- und
Standortentwicklung der überfluteten Grünländer im Anklamer Stadtbruch. Auf der
Grundlage verschiedener Forschungsarbeiten im Anklamer Stadtbruch durch GRÜNBAUER &
CHEUNG (1994), GREMER (1999), PRAGER (2000) oder NEUMANN (2000) ist es möglich, die
Veränderung von Vegetation und Standort vergleichend herauszuarbeiten.
Zentrale Fragestellungen sind:
● Welche Vegetationstypen haben sich aus dem Grünland nach spontaner Wieder-
vernässung in zuvor intensiv und extensiv bewirtschafteten Niedermoorflächen
entwickelt und wie sind sie standörtlich gekennzeichnet?
● Wie stark ist die Veränderung in Abhängigkeit vom Standortwandel und der Ausgangs-
situation?
● Wie wird sich die Vegetation voraussichtlich weiter entwickeln?
(a) Bildet sich eine potenziell torfbildende Vegetation?
(b) Kommt es zur Sekundärbewaldung oder Verbuschung?
Die Qualität des zur Wiedervernässung verwendeten Wassers spielt eine wichtige Rolle bei
der Regenerierung degradierter Moorflächen (LENSCHOW 1997). Auch die Überstauhöhe
und die Dauer der Vernässung sind in diesem Zusammenhang von Bedeutung
(TIMMERMANN 2003a). Aus diesem Grund sollen im Rahmen der Diplomarbeit folgende
hydrologische Fragen geklärt werden:
● Wie stark ist das Wasserregime der Polderflächen vom Wasserregime des Haffs
abhängig?
● Sind die verschiedenen Polder unterschiedlich stark gepuffert und wenn ja,
welchen Einfluss hat dies auf die Vegetationsentwicklung?
● Welche Aussagen lassen sich über die Wasserqualität verschiedener Standorte
treffen?
● Ist ein Rückgang der Nährstoffkonzentrationen des Oberflächenwassers zu verzeichnen?
● Besteht ein Zusammenhang zwischen der trophischen Einschätzung der Wasser-
güte und der Vegetationsentwicklung auf ausgewählten Teilflächen?
Wiedervernässungen intensiv genutzter Niedermoorstandorte führen zu einer beschleunigten
Stoffdynamik (z. B. P-Mobilisierung) und zu Sukzessionen und damit zu einer raschen
Modifizierung der Artenzusammensetzung. Mit dem Vegetationswechsel ändern sich auch
Produktivität und Zersetzungsprozesse (GORHAM et al. 1979). Um Aussagen zur
Produktivität wiedervernässter Niedermoore zu erhalten, befasst sich die Arbeit mit der
trophischen Charakterisierung ausgewählter Vegetationstypen dieser Standorte. Es sollen
Basisdaten gewonnen werden, die den Nachweis künftiger Veränderungen der Stoffgehalte
und der Produktion von oberirdischer Biomasse erbringen.

1. Einleitung und Zielstellung 9
Bedeutende Fragen sind:
● Welche Produktivität (standing crop) weisen die verschiedenen Vegetationstypen auf?
● Wie hoch ist ihr Bindungsvermögen für Kohlenstoff, Stickstoff, Kalium und
Phosphor?
● Lässt sich die Trophie mit dem Vegetationsformenkonzept soziologisch indizieren?
● Besteht ein Zusammenhang zwischen Produktivität und Nährstoffgehalt der
untersuchten Biomasse und der Wasserqualität?
Die vorliegende Arbeit will dazu beitragen, die Vegetations- und Standortentwicklung
wiedervernässter Niedermoore besser zu verstehen, um künftig prognostizieren zu können,
welche Vegetationsstadien und Vegetationsformen sich unter den verschiedenen
Standortverhältnissen einstellen. Die Kenntnis der Geschichte des Gebietes ist dabei zentral
für die Beurteilung des derzeitigen Zustandes und die für Formulierung qualifizierter
Naturschutzziele.
Abbildung 1: Blick auf den Polder Bugewitz

10 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
2. CHARAKTERISIERUNG DES UNTERSUCHUNGSGEBIETES
2.1. Allgemeine Beschreibung
2.1.1. Lage, Größe und naturräumliche Einordnung
Das Anklamer Stadtbruch (ASB) liegt am Rande des unteren Peenetals, in der Nähe des
Mündungsbereiches der Peene in den Peenestrom, einem weitgeöffneten spätglazial
angelegten Ästuar, der heute ebenfalls vermoort ist. Das Peenetal gehört zum System der
großen Talmoore innerhalb des norddeutschen Tieflandes (Abbildung 2). Wegen seines
noch relativ hohen Anteils an naturnaher Vegetation und seines weitgehend unveränderten
Flusslaufes zählt es zu den besterhaltendsten Talmooren Norddeutschlands (FISCHER
2001). Die Moorniederung des Peenetals erstreckt sich ab dem Kummerower See in
östlicher Richtung über etwa 85 km. Die Peene schneidet sich dabei ziemlich tief in die
Grundmoränenlandschaft der Nordöstlichen Lehmplatten ein (HENNICKE 2001).
Abbildung 2: Die mecklenburgischen Flusstalmoore (SUCCOW & JOOSTEN 2001)
„Der hohe Naturschutzwert des Peenetals beruht in erster Linie auf der Vielfalt der
vorhandenen Biotope und ihrer mosaikartigen Vernetzung. Diese Vielgestaltigkeit der
Biotope hat ihren Ursprung in der jahrhundertelangen Entwicklung des Peenetals als
extensiv genutzte Kulturlandschaft (ebd. 2001).“

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 11
Die zu untersuchenden Überflutungsflächen liegen im Landkreis Ostvorpommern etwa 10 km
südöstlich der Stadt Anklam am Südwestufer des Kleinen Haffs (Abbildung 3). Sie erstrecken
sich gürtelförmig um das etwa 1.270 ha große Naturschutzgebiet „Anklamer Stadtbruch“.
Abbildung 3: Lage des Untersuchungsgebietes
Die im Vorfeld des Stadtbruches an das Haff anschließenden Niedermoorlächen der Polder
„Kamp-Ost“ und „Zartenstrom“ besitzen eine Fläche von etwa 170 ha. Der nachgelagerte Teil
umfasst mit einer Gebietsgröße von ca. 245 ha die Polder „Bugewitz“ und „Rosenhagen“.
Begrenzt wird der Untersuchungsraum im Nordwesten vom ehemaligen Bahndamm der Linie
Berlin-Swinemünde und im Westen vom Plattenweg Bugewitz-Rosenhagen entlang des
Alten Mühlgrabens. Letzterer geht am Schöpfwerk Rosenhagen in die Rosenhäger Beck
über. Nordöstlich schließt sich das Kleine Haff an. Im Süden bildet das Deichsystem des
Mühlgrabens die Gebietsgrenze (Abbildung 4).
Das Untersuchungsgebiet (UG) wird naturraumkundlich der Großlandschaft des Usedomer
Hügel- und Boddenlandes zugeordnet, grenzt westlich jedoch an die Großlandschaft der
Vorpommerschen Lehmplatten. Innerhalb des Usedomer Hügel- und Boddenlandes wird es
zur Einzellandschaft „Land am Kleinen Haff“ gestellt (BERG et al. 2004).

12 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
Abbildung 4: Übersichtskarte des Untersuchungsgebietes
2.1.2. Naturschutzgebiet „Anklamer Stadtbruch“
Das ASB stellt mit ca. 440 ha die größte ombrogene Moorbildung auf
Durchströmungsmooren in Mecklenburg-Vorpommern dar (SUCCOW & EDOM 2001). Es
besticht durch seinen besonderen Artenreichtum und ist eines der letzten Habitate einiger
seltener Tier- und Pflanzenarten Mecklenburg-Vorpommerns. 1967 wurde das ASB als
Naturschutzgebiet (NSG) ausgewiesen, das die Waldbereiche - unter besonderer
Berücksichtigung der beiden Regenmoorkalotten - und einen schmalen Streifen
Feuchtgrünland (Schmetterlingswiese) umfasst (AUTORENKOLLEKTIV 1972). Bis zur
Wiedervernässung war es durch ein vielfältiges Mosaik von Bruchwaldformationen
unterschiedlichster Ausprägung charakterisiert, darunter großflächige Vorkommen

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 13
gefährdeter Vegetationsformen (vgl. BERG et al. 2004) wie Pfeifengras-Birken-
Stieleichenwälder, Astmoos-Birkenmoorwälder, Torfmoos-Birkenmoorwälder und
Schnabelseggen-Birkenmoorwälder in den inneren Bereichen des Stadtbruches
(GRÜNBAUER & CHEUNG 1994). Ein großer zentraler Teil im Bereich des ehemaligen
Torfstichgeländes wurde von zwischenmoorartigen Vegetationstypen beherrscht.
Kennzeichnende Arten waren z. B. Oxycoccus palustris, Erica tetralix, Lycopodium
annotinum, Eriophorum angustifolium, Drosera rotundifolia, Ledum palustre, Vaccinium
uliginosum, Valeriana dioica, Myrica gale und Osmunda regalis (GRÜNBAUER & CHEUNG
1994). Außerhalb des Waldgebietes befanden sich bis zum Beginn der Einpolderung
1932/33 die bedeutendsten Vorkommen seltener Pflanzenarten, wie Carex panicea,
Polygala vulgaris, Pinguicula vulgaris, Galium boreale, Gentiana pneumonanthe,
Dactylorhiza majalis und Serratula tinctoria im nordwestlichen Teil des Anklamer Stadtbruchs
auf den besonders armen Durchströmungsmoorstandorten (NEUHAUS & PARTNER 1999).
Nach PFAU (1962) war 1928 z. B. auch Primula farinosa auf den Wiesen von Rosenhagen
noch zahlreich anzutreffen.
Auch die Fauna des Anklamer Stadtbruchs ist reich entwickelt. Vor allem die vielgestaltige
Schmetterlingsfauna lieferte maßgebliche Gründe für die Unterschutzstellung erster Teile
des Gebietes in den dreißiger Jahren (AUTORENKOLLEKTIV 1972). Rezent kommen
beispielsweise Dukaten-Feuerfalter, Kaisermantel, Trauermantel, Kleiner Spiegelfleck,
Schwarzfleckiger Dickkopffalter, Mädesüß-Perlmutterfalter und Grünlicher Perlmutterfalter
vor (UMWELTMINISTERIUM MV 1999). Bei den Amphibien spielen Laubfrosch, Seefrosch,
Moorfrosch, Kreuzotter, Waldeidechse und Ringelnatter eine wichtige Rolle. 27 der 100
nachgewiesenen Brutvogelarten gehören zu den gefährdeten, 9 weist der Anhang der FFH-
Richtlinie auf (ebd. 1999). Einige Beispiele sind Schreiadler, Seeadler, Rotmilan,
Schwarzmilan, Habicht, Baumfalke, Mäusebussard, Wespenbussard, Schlagschwirl,
Zwergschnäpper und Karmingimpel. In den Röhrichten sind Schilfrohrsänger, Bekassine,
Wachtel oder Rohrdommel beheimatet. Seit der Wiedervernässung ist auch eine
zunehmende Ansiedlung von Bibern, Fischottern sowie zahlreichen Limikolenarten und
Wasservögeln zu beobachten. „Die Entwicklung des Artenspektrums sowohl aus floristischer
als auch aus faunistischer Sicht wird in absehbarer Zeit eine Neubewertung des
Naturschutzgebietes und der Behandlungsrichtlinien erfordern, wobei insgesamt mit einer
deutlichen Verbesserung zu rechnen ist“ (ebd. MV 1999).
Das NSG „Anklamer Stadtbruch“ unterliegt außerdem weiteren rechtsverbindlichen
Naturschutzdeklarationen (Tabelle 1). Es gehört zum Bestand des Europäischen
Vogelschutzgebietes „Peenetal“ sowie des FFH-Vorschlagsgebietes „Peenemünder Haken,
Struck, Ruden, Peenestrom, Achterwasser und Kleines Haff“ und ist Teil der Kernzone des
„Naturschutzgroßprojektes mit gesamtstaatlich-repräsentativer Bedeutung Peenetal-
Landschaft“. Darüber hinaus ist die Region in das Landschaftsschutzgebiet „Unteres
Peenetal und Peene-Haff“ integriert. Das „Regionale Raumordnungsprogramm
Vorpommern“ weist den Untersuchungsraum als „Vorranggebiet für Naturschutz und
Landschaftspflege“ aus.

14 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
Tabelle 1: Naturschutzdeklarationen des Anklamer Stadtbruches und ihre wesentlichen Inhalte
(nach GREMER et al. 2000)
Naturschutzdeklaration wesentlicher Inhalt
NSG „Anklamer Stadtbruch“
(Behandlungsrichtlinie von 1989)
EU-Vogelschutzgebiet „Peenetal“
(seit 1993)
- Regeneration der durch Entwässerung geschädigten Mooröko-
systeme,
- Verhinderung des Wasserabflusses aus zentralen Teilen des
NSG,
- Ausschluss der Wasserableitung über Torfkanäle so weit wie
möglich
- Verbesserungsgebot und Verschlechterungsverbot für die maßgeblichen
Gebietsbestandteile u. a. Trauerseeschwalbe, Flussseeschwalbe,
Wachtelkönig, Tüpfelralle
- Renaturierung des geschädigten Niedermoores durch Wieder-
LSG „Unteres Peenetal und Peene-Haff“
(Verordnung von 1994)
vernässung degenerierter Standorte
Projektzone des Naturschutzgroß-
- Wiederherstellung eines naturnahen Wasserregimes durch
projektes „Peenetal-Landschaft“
u. a. gezielte Deichöffnung, Schließung aller aus dem Moor
(verbindlicher Pflege- und Entwicklungs- führenden Gräben und Kanäle einschließlich der Randgräben,
plan seit 1997)
sowie Anlage von Staukaskaden vom Zentrum des NSG ausgehend
in allen Gräben
FFH-Vorschlagsgebiet (seit 1999) - Verbesserungsgebot und Verschlechterunsverbot für die maßgeblichen
Lebensraumtypen: geschädigte Hochmoore, Moorwälder,
Übergangs- und Schwingrasenmoore, die Arten Biber,
Fischotter
1992 bestätigte das Bundesamt für Naturschutz das vom Zweckverband (ZV) „Peenetal-
Landschaft“ beantragte „Naturschutzgroßprojekt Peenetal-Landschaft mit gesamtstaatlich
repräsentativer Bedeutung.“ Das Hauptanliegen des Projektes besteht in der
Unterschutzstellung des gesamten mittleren und unteren Peenetals auf einer Länge von
85 km vom Kummerower See bis zum Oderhaff mit einer Kernzonenfläche von etwa
20.000 ha (Naturschutzgebiet) bei einer Gesamtfläche von 45.000 ha
(Landschaftsschutzgebiet) (HENNICKE 2001). Das ASB ist integraler Bestandteil der
Kernzone des Projektgebietes und befindet sich an seiner südöstlichen Grenze
(Abbildung 5). Für die Finanzierung des Projektes stehen insgesamt 57,7 Millionen DM zur
Verfügung, die aus dem Förderprogramm „Errichtung und Sicherung schutzwürdiger Teile
von Natur und Landschaft mit gesamtstaatlich repräsentativer Bedeutung,
Gewässerrandstreifenprogramm“ stammen. 73,7 % der Mittel werden vom Bund, 18,8 %
vom Land MV und 7,5 % vom ZV „Peenetal-Landschaft“ aufgebracht. Letzterer wurde Ende
1992 mit der Umsetzung des Projektes beauftragt (STEGEMANN & HENNICKE 1996). Dem
Verband gehören die Landkreise Demmin und Ostvorpommern, die Städte Demmin, Loitz,
Jarmen, Gützkow und Anklam sowie der Förderverein „Naturschutz im Peenetal e. V.“ an.
Die Tätigkeit des Zweckverbandes ist auf die Umsetzung verschiedener Naturschutzziele
ausgerichtet. Einerseits soll die Unterschutzstellung des gesamten Projektgebietes bis zum
Jahr 2008 gewährleistet werden (HENNICKE, mdl. Mitteilung). Außerdem will man die vor
allem durch Landwirtschaft und Mineralisation verursachte weitere Moordegradation und
damit die Immissionsbelastung in die Gewässer und in die Atmosphäre stoppen. Ferner soll
die Peene als weitgehend unverbauter Fluss gesichert und erhalten werden. Ein wichtiges
Ziel besteht auch im Erhalt und der Wiederherstellung eines wachsenden Flusstalmoores
durch Verbesserung der hydrologischen Gegebenheiten und dem Rückbau angelegter
Polder. Auf einigen Flächen soll die durch traditionelle extensive Bewirtschaftung
entstandene artenreiche Biotopvielfalt gewahrt bzw. wiederhergestellt werden. Ein weiteres
Ziel besteht in der Sicherung des Gebietes als Durchzugs-, Rast- und Brutgebiet für die
Avifauna (HENNICKE 2001).
Der ZV kauft die nicht mehr rentabel zu bewirtschaftenden Flächen auf, die bei Aufgabe des
Schöpfbetriebes von dauerhafter Überflutung betroffen wären. Den Pächtern dieser Flächen
wird eine Pachtablöseentschädigung gezahlt, womit die Ablösung der Pachtflächen bei
Entschädigung der Flächennutzer erfolgt (ebd. 2001). Mit der Realisierung des

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 15
Naturschutzgroßprojektes wäre der Peenetal-/Peene-Haffmoorkomplex das mit Abstand
größte Moorschutzgebiet Deutschlands (WACHLIN 2000).
Abbildung 5: Übersichtskarte Naturschutzgroßprojekt Peenetal-Landschaft (HENNICKE 2001)
2.2. Moorgenese
Die folgende Darstellung basiert überwiegend auf GRÜNBAUER & CHEUNG (1994), vgl. auch
AUTORENKOLLEKTIV (1972).
Das ASB liegt in einer holozänen Niederung nördlich der Rosenthaler Staffel des
pommerschen Stadiums der Weichselkaltzeit. Glazialmorphologisch steht das Gebiet in
engem Zusammenhang mit der Herausbildung des ehemaligen Haffstausees und des
Peenetals.
Die Entstehung des Peenetal-/Peene-Haffmoorkomplexes ist vor ca. 10.000 Jahren während
der letzten Phase der Weichselvereisung anzusetzen. Die zunehmende klimatische
Erwärmung, die zum Abschmelzen des Eises führte, wurde immer wieder von Kältephasen
unterbrochen, in denen die Gletscher wieder nach Süden vordringen konnten oder eine
längere Zeit an einem Ort verharrten. Auch im Gebiet der heutigen Odermündung kam es zu
solchen Stillstandslagen. Im Bereich des Untersuchungsgebietes wirkte letztlich der
Kältevorstoß der Velgaster- bzw. der Nordrügen-Staffel landschaftsformend.
Das langsame Abtauen des Eises verursachte ein Freiwerden riesiger Wassermassen. Da
bestehende Gletscher im Norden eine Barriere darstellten, staute sich das Wasser vor dem
Eisrand auf. Somit bildete sich im Bereich des heutigen Oderhaffs und seiner Umgebung ein
Eisstausee (Abbildung 6). Weil zunächst der Abfluss nach Norden durch den Gletscher
unterbunden war, suchten sich die Schmelzwässer unterschiedliche Abflussbahnen. In der
Literatur werden verschiedene Phasen der Stromtalbildung durch die Abflüsse des
Haffstausees aufgeführt (KLOSE 1904, LEWIN 1914, SUCCOW 1970). In der ersten Phase
erfolgte der Abfluss in nordwestliche Richtung über das Grenztal von Friedland über
Demmin, Triebsees bis Ribnitz. Mit dem Eisrückzug bis in den Anklamer Raum wurde eine
zweite, etwa 12 m tiefer liegende Abflussrinne - das Peenetal - frei. Der Abfluss erfolgte bis
Demmin im Peenetal und dann über den alten Lauf des heutigen Grenztales. Der

16 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
Wasserspiegel des Stausees sank von 20-25 m NN auf 12-15 m NN. In einer dritten Phase
wurde mit dem weiteren Gletscherrückzug der Abfluss über das heutige Ziesetal und den
Strelasund möglich. Der Haffwasserspiegel erreichte ein Niveau von 5-7 m NN. Mit dem
Abschmelzen des Eises vor der heutigen Odermündung verlor der Haffstausee seinen
Charakter als Eisstausee. Die stufenweise Entwässerung über verschiedene
Schmelzwasserabflüsse führte zur Ausbildung verschiedener Terrassen oder Talsandstufen,
die noch heute in der Landschaft erkennbar sind. Die Sedimente des Haffstausees lassen
sich als Talsande charakterisieren. Auf diesen wuchs im Holozän das Moor auf.
1. Eisrandlagen
2. dgl. wahrscheinlicher Verlauf
3. auffällige morphologische
Vollformen
4. Sander
5. Urstromtal
6. Oser
7. Becken
8. Saaleeiszeitliche
Hochflächen
W3 bzw. W3R:
Verbreitungsgrenze der Grundmoräne
des Mecklenburger Vorstoßes,
z. T. Rosenthaler Randlage
W2:
Pommersche Hauptrandlage
Abbildung 6: Ausschnitt aus der quartärgeologischen Strukturkarte von Mecklenburg-
Vorpommern (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV, 2000)
Die nach Norden zurückgewichenen Gletschermassen hinterließen auf Grund
zurückbleibender Toteisblöcke ein System aus seichteren Mulden und tieferen Senken. Im
Atlantikum (ca. 8000 bis 5000 BP) kam es während der Litorina-Transgression zu einem
raschen Anstieg des Meeresspiegels der Ostsee von -22 m auf -5 m NN (KLIEWE & JANKE
1982), der mit einer Erhöhung des Wasserspiegels in den Tälern einherging. Dieser bedingte
wiederum die flächenhafte Entstehung von Versumpfungsmooren (JANKE 1988). Im ASB
könnte das Vorkommen basaler Erlen-Bruchwald-Torfe auf eine Versumpfung hindeuten.
Nachdem der Meeresspiegel während der ersten litorinen Hauptphase (7000 bis 5700 BP)
auf das heutige Niveau angestiegen war (AURADA 1988), wurden die basal gebildeten Torfe
häufig von einem brackigen Flachgewässer überflutet. Es kam zur Sedimentation von
Kalkmudden (MICHAELIS 2002). Diese sind im ASB jedoch nur gering verbreitet.

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 17
Während der spätlitorinazeitlichen Stagnations- und Regressionsphase (4000 – 3000 BP)
blieb der Meeresspiegel relativ konstant (LIEDTKE & MARCINEK 1995). Die perimarinen
Flachgewässer, welche jedoch nur kleinflächig in kesselartigen Vertiefungen mit größerer
Moormächtigkeit verbreitet waren, süßten aus und der Verlandungsprozess wurde
eingeleitet. Kennzeichnend hierfür ist die Ablagerung von Detritusmudden.
Am Ende der ersten Litorina-Transgression ab etwa 4600 BP setzte in vielen Gebieten ein
stärkerer Grund- und Hangwasserzustrom ein, der zur Ausbildung sekundärer
Durchströmungsmoore führte (MICHAELIS 2002).
Im Subatlantikum (2500 BP bis Gegenwart) nahmen forcierte anthropogene Aktivitäten
Einfluss auf die Entwicklung der Moore. Großflächige Rodungen im 12. und 13. Jh.
verursachten ein rasches Ansteigen des Grundwasserspiegels und einen vermehrten
Wasserzufluss, infolgedessen das Wachstum der Durchströmungsmoore forciert wurde. Das
elektrolytreiche Quellwasser durchströmte die Torfschichten bis hin zum tiefer liegenden
Haff. Mit zunehmender Entfernung zum Talrand erfolgte eine Verarmung der Standorte.
Dadurch konnten sich im Laufe von Jahrhunderten braunmoosreiche Seggenriede
entwickeln. In Talrandnähe wuchsen die Torfe erheblich über den Meeresspiegel hinaus, in
Haffnähe erreichten sie jedoch nur das Niveau des Meeresspiegels, so dass hier ein
periodischer Küstenüberflutungseinfluss wirksam blieb. Kennzeichnend hierfür sind
sedimentierte Tonmudden sowie erhöhte mineralische Beimengungen in den Torfen
(LEHRKAMP 1970).
Auf Grund der enormen Ausdehnung des Durchströmungsmoores und der dadurch
bedingten Nährstoffverarmung sowie günstiger klimatischer Bedingungen konnte sich in
seinem zentralen Teil ein von Niederschlägen gespeistes Regenmoor entwickeln.
Kennzeichnend hierfür sind Wollgras-Torfmoostorfe.
Infolge tiefgreifender Meliorationsmaßnahmen im 20. Jh., vor allem in den Polderflächen,
kam es zu einer immer stärkeren Absenkung des Moorwasserspiegels und zu einer
Unterbindung des Durchströmungseinflusses. Bodenbildungsprozesse wie Moorsackung,
Schrumpfung und oxidativer Torfverzehr (vgl. STEGMANN & ZEITZ 2001) verursachten eine
Absenkung der Mooroberfläche, teilweise bis weit unter den rezenten Meeresspiegel.
Mit der Wiedervernässsung der Polderflächen hat eine neue Phase in der Geschichte des
Moores begonnen. Transformationsprozesse mit Schlammablagerung und
Streusedimentation führen zum wieder wachsenden Moor.
2.3. Geschichte der Landnutzung
Einen Überblick über die Entwicklung der Landnutzung im ASB und Umgebung geben PFAU
(1962), GRÜNBAUER & CHEUNG (1994), NEUHAUS & PARTNER (1999) PRAGER (2000)
sowie der Moorstandortkatalog (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993a, b). Weitere
Informationen liefern die Schwedische Matrikelkarte von 1695, das Urmesstischblatt von
1829 und das Messtischblatt von 1925 sowie die Anklamer Stadtchronik. Der folgende
Abschnitt bezieht sich, soweit nicht anders gekennzeichnet, auf Aussagen der eingangs
genannten Autoren.

18 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
Tabelle 2: Überblick zur Nutzungsgeschichte im Anklamer Stadtbruch (Quelle: GEOLOGISCHES
LANDESAMT MV 1993a, b)
13. Jh. Rodung der Moräneplatten und Errichtung erster Siedlungen
1600 – ca. 1950 extensive Nutzung der Moorwiesen als Weide und zur Heugewinnung
ab 16. Jh. Anfänge der Moorentwässerung zur Torfgewinnung
ab 1750 Rodung bachbegleitender Erlenbrüche und Umwandlung in Wiesen
1829 Anlage erster Torfkanäle und größerer Torfstiche
1850 Ausbau des West-, Ost- und Mitteltorfkanals
1870 Errichtung des Bahndamms der Linie Berlin-Swinemünde
1915 – 1917 Erweiterung und Vertiefung von Grabensystemen zur Oberflächenentwässerung
1919 erste Umdeichung des Poldergebietes
1922 Bau des Schöpfwerks Rosenhagen und Antrieb über Windrad (1980 m³ Wasser
konnten pro Stunde gepumpt werden), Errichtung eines Sommerdeiches zwischen dem
Anklamer Stadtbruch und dem 0,8 km entfernten Rosenhagen,
Konstruktion des Windschöpfwerks Eichenfelde, Anlage der Ackerdränung Rosenhagen
und Anschluss an Vorfluter
1932/33 Ausbau des Deichsystems
1938 – 1940 Anlage von Kastendränagen (12,5 ha)
um ca. 1955 Einstellung des Torfstichs
1950 – 1960 Tonrohrdränung auf 12,5 ha und Anschluss weiterer 33 ha an Vorfluter
ab 1970 Komplexmelioration des gesamten Gebietes und intensive Nutzung mit regelmäßigen
Umbrüchen
ab 1989 Beginn der Flächenextensivierung und erste Nutzungsauflassung besonders am
Zartenstrom aufgrund zunehmender Nässe
bis 1993 Entwässerung der nordwestlichen Wiesen über Schöpfwerk Zartenstrom
1995 nach Jahrhunderthochwasser Deichbrüche und einsetzende Wiedervernässung des
Gebietes, Aufgabe der Nutzung (NEUHAUS & PARTNER 1999)
bis 1997 Entwässerung des südöstlichen Teils über Schöpfwerk Bugewitz 2 (NEUHAUS &
PARTNER 1999)
Die ersten größeren Eingriffe in die Landschaft erfolgten vermutlich zu Beginn des 13.
Jahrhunderts mit der Errichtung der ersten Siedlungen und der Rodung der angrenzenden
Moränenplatten (GRÜNBAUER & CHEUNG 1994). Bezug darauf nimmt die Endung –hagen
des Ortes Rosenhagen, was soviel wie Rodung bedeutet. Hutung, Holzgewinnung und
Torfstecherei waren die wichtigsten Nutzungsarten im ASB. Eine großflächige Nutzung der
Grünländer gewann erst allmählich an Bedeutung (Tabelle 2). Für das ausgehende 17. Jh
wird das Gebiet als lichter Hutungswald mit lockerem Eichenbestand beschrieben
(SCHWEDISCHE MATRIKELKARTE 1695). Weit ausladende Eichen an den Rändern des
Bruches zeugen noch heute davon. Die haffseitigen Flächen wurden bereits als Wiesen
genutzt. Gleichzeitig erfolgte die Entnahme von Holz zur Energiegewinnung, soweit dies im
moorigen Gelände möglich war.
Eine zunehmende Holzverknappung führte im 18. Jh. zur Intensivierung des Torfabbaus. Der
Ausgang der Torfgewinnung wird in der Anklamer Stadtchronik jedoch schon für das 16. Jh.
angegeben. 1829 kam es zu den ersten Entwässerungen durch die Anlage erster Torfkanäle
und zweier Torfstiche am Zartenstrom. Um 1850 erreichte der Torfabbau mit dem Ausbau
des Ost-, Mittel- und Westkanals zum Verschiffen des Torfes seinen Höhepunkt
(GRÜNBAUER & CHEUNG 1994). Nach 1880 verlor die Torfgewinnung mit dem steigenden
Angebot an Braunkohle allmählich an Bedeutung. Gänzlich eingestellt wurde der Torfstich
allerdings erst nach 1955 (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993 a, b).
Die Bewaldung unterlag sich ändernden wirtschaftlichen Interessen von Hutung und
Torfgewinnung, nahm aber seit dem 18. Jh. beständig zu. Etwa um 1900 war die Bewaldung
auf das Gebiet des Naturschutzgebietes in seinen heutigen Grenzen ausgedehnt, allerdings
existierten noch lückig größere Freiflächen durch Schlagfluren (GRÜNBAUER & CHEUNG
1994). Mit der Umsetzung des Edikts Friedrich des Großen von 1750 zur „Rodung des
torfigen Grundes“ führte man die bachbegleitenden Bruchwälder entlang des Alten
Mühlgrabens in Wiesenflächen über (ebd. 1994).

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 19
Die angrenzenden Niedermoorwiesen des Anklamer Stadtbruches nutzte man seit Anfang
des 17. bis Mitte des 20. Jahrhunderts als Weiden und zur Heugewinnung in traditioneller,
extensiver Weise. Erst nach der Eindeichung des Gebietes 1932/33 und dem Ausbau der
Schöpfwerke erfolgten eine deutliche Absenkung des Grundwasserspiegels sowie der
Ausschluss der Grünländer von Überflutungen (NEUHAUS & PARTNER 1999). Somit konnten
die Feuchtwiesen intensiver als Weide und Grünland genutzt werden. Die tiefgreifendsten
Entwässerungsmaßnahmen wurden allerdings erst 1970 im Rahmen der Komplexmelioration
durchgeführt.
Im Zuge der Intensivierung wurden vorhandene Gräben vertieft und zahlreiche neue
Grabensysteme angelegt. Außerdem wurden die Flächen umgebrochen und mit Saatgräsern
wie Dactylis glomerata, Holcus lanatus, Lolium perenne, Poa pratensis, Poa trivialis, Phleum
pratense, Alopecurus pratensis und Phalaris arundinacea bestellt (PRAGER 2000). Im
Südwesten und Nordosten errichtete man am Rand des Naturschutzgebietes verlaufende
Ringgräben von 1,5 m Tiefe, die einer zu starken Durchfeuchtung der Grünländer
entgegenwirken sollten, denn es wurde ein starker Wasserabfluss aus den höher gelegenen
Regenmoorbereichen in die tiefer liegenden Feldflächen befürchtet. Da diese die
angrenzenden Wälder aber so stark entwässerten, dass die Erlenbestände abzusterben
begannen, schüttete man die in diesem Bereich endenden Gräben des Naturschutzgebietes
teils sogar zweifach zu (NEUHAUS & PARTNER 1999).
Zur Bewirtschaftung verfolgte man eine Wasserstandsabsenkung von 50 cm unter Flur.
Anstelle einer einseitigen Entwässerung wurde eine Be- und Entwässerung mittels
Grabeneinstau ermöglicht. Dadurch konnte das Grundwasser sowohl abgesenkt als auch
angestaut werden. Die Grabensysteme errichtete man so, dass eine
Wasserstandsregulierung auf 10 cm genau erreicht werden konnte (PRAGER 2000). Vor der
Mahd erfolgte die Absenkung des Wasserstandes, um den Einsatz schwerer Technik zu
gewährleisten. Die Absenkung des Grundwasserstandes auf den Wiesen, zumindestens in
der Vegetationsperiode, führte zu einer zusätzlichen Abnahme des Grundwasserstandes im
NSG, die über die Absenkziele der Forstwirtschaft hinausging. Im Laufe eines Jahres führte
man eine 2-Schnitt-Nutzung durch. Anschließend erfolgte eine Beweidung der Flächen mit
Rindern. Die Grünländer wurden regelmäßig nach dem ersten Schnitt mit Phosphor und
Kalium gedüngt. Eine Stickstoff-Düngung führte man dagegen nur nach anschließender
Beweidung aus (ebd. 2000).
Der Polder Zartenstrom lag zwischen 1989 und 1991 brach. Ab 1992 wurde die Fläche nur
noch einmal jährlich gemäht. Das Heu wurde allerdings nicht mehr abgefahren. Die anderen
Grünlandbereiche wurden dagegen bis 1993 noch überwiegend intensiv bewirtschaftet
(GRÜNBAUER & CHEUNG 1994). Ab 1993 unterblieb eine Nutzung der Fläche Zartenstrom
auf Grund eines defekten Dükers am Pumpwerk Zartenstrom (NEUHAUS & PARTNER 1999).
Die anderen Polder wurden dagegen bis zu den großen Überflutungen extensiv
bewirtschaftet (PRAGER 2000). Das Schöpfwerk Zartenstrom entwässerte bis 1993 den
nordwestlichen Teil sowie die angrenzenden Wiesen am Haff (GRÜNBAUER & CHEUNG
1994). Das Schöpfwerk Bugewitz 2 entwässerte bis 1997 den südöstlichen Teil des
Stadtbruches (NEUHAUS & PARTNER 1999). Die restlichen Grünlandflächen im Vorfeld des
Alten Mühlgrabens konnten seit den Überflutungen 1995 nicht mehr landwirtschaftlich
genutzt werden. Auch die forstwirtschaftliche Nutzung ist seit diesem Zeitpunkt auf Grund
überfluteter Forstwege und einsetzendem Baumsterbens erheblich eingeschränkt (ebd.
1999). Im Winter 2002/2003 fror das gesamte Bruch langzeitig ein. Somit bestand die
Möglichkeit, die überfluteten Waldbereiche auch mit schwererer Technik zu befahren.
Großflächig wurden die letzten Eichen abgeholzt (Abbildung 7).

20 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
Abbildung 7: Abholzung der letzten Eichen im Naturschutzgebiet im Winter 2002/2003 (Foto:
TIMMERMANN 2003)
2.4. Bodenverhältnisse
Die Bodenverhältnisse der das NSG umgebenden Grünländer wurden vom Institut für
Grünland und Moorforschung durch LEHRKAMP (1970) ausführlich untersucht. Weitere
Angaben zur Stratigraphie finden sich bei GRÜNBAUER & CHEUNG (1994), PRAGER (2000)
und im Moorstandortkatalog (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993a, b). Nach diesen
Untersuchungen kann das Gebiet als relativ homogen beschrieben werden. Der
überwiegende Teil der Standorte lässt sich mit einer Torfmächtigkeit von 12-30 dm als
tiefgründig charakterisieren. Geringere Moormächtigkeiten treten nur im Polder Rosenhagen
mit größerem Anteil auf. Aber auch tiefere Moorbildungen kommen vor allem im Polder
Zartenstrom und in den Poldern Bugewitz und Kamp-Ost mit mäßiger Flächengröße vor
(GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993a, b).
In der Regel erstreckt sich der Torfkörper durchgehend bis zum mineralischen Untergrund.
Er besteht aus Schilf-, Seggen- und Erlenbruchwaldtorfen sowie aus Schilf-Seggen-
Mischtorfen. Erlenbruchwaldtorfe treten gehäuft in den Randzonen zum Mineralboden bis zu
einer Mächtigkeit von 10-15 dm auf. Diese werden allmählich von Schilftorfen, die häufigste
Torfart im Gebiet, abgelöst, die einen erhöhten Holzanteil aufweisen. Seggentorfe
dominieren dagegen an Standorten mit größerer Torfauflage (LEHRKAMP 1970,
GRÜNBAUER & CHEUNG 1994). Am Zartenstrom konnte zusätzlich Braunmoostorf
nachgewiesen werden (PRAGER 2000). Bei den Mudden, die dem mineralischen Untergrund
auflagern, handelt es sich meist um Ton- und Detritusmudden, seltener Kalkmudden von
mehr als 30 dm Mächtigkeit. Insgesamt haben sie jedoch eine geringe Verbreitung.
Tonmudden sedimentierten vor allem an der Peripherie des Moores. An der Rosenhäger
Beck und am Haff wurden zwischen den Torfschichten eingelagerte Tonmuddebänder von 2-
4 dm Mächtigkeit gefunden (LEHRKAMP 1970).
An den Randzonen des Moores konnten weiterhin auf einer Fläche von 20 ha Mineral- und
Anmoorbodenauflagen nachgewiesen werden. Am Talrand gehen diese auf
Umlagerungsprozesse der angrenzenden Mineralböden zurück. Am Haff sind sie für

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 21
Überflutungen bezeichnend. Dort wo das Relief in westlich-südwestlicher Richtung allmählich
auf 10 m HN ansteigt, befindet sich der Anschluss zu den mineralischen Böden. Der
mineralische Untergrund wurde überwiegend als Fein-, Mittel- und Grobsand charakterisiert.
Südwestlich des Stadtbruches wurden flachgründige Randlagen mit lehmigem Sand und
sandigem Lehm sowie teilweise ausgefällten Eisenverbindungen gefunden (LEHRKAMP
1970).
Die rezenten Bodenverhältnisse sind das Ergebnis einer jahrzehntelangen anthropogenen
Überprägung des Gebietes, vor allem der tiefgründigen Entwässerung. Die Torfe sind
deshalb schwach bis sehr stark zersetzt, wobei die oberen Schichten höhere
Zersetzungsgrade aufweisen. Die Torfe der oberen 1-2 dm sind vererdet. Die
darunterliegenden Torfe sind bis in eine Tiefe von 2-3 dm aggregiert. Die pedogene
Veränderung des Torfkörpers reicht bis zu einer Tiefe von 3-7 dm. Bis in 7 dm Tiefe kann
Torfschrumpfung auftreten (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993a, b, PRAGER 2000). Die
Bodenentwicklung befindet sich danach überwiegend auf der Stufe des Erdfens und
Fenmulms.
Gegenwärtig sind alle Grünlandstandorte die meiste Zeit des Jahres überflutet, so dass die
Netto-Torfmineralisation gestoppt sein dürfte. Zeitgleich mit der Wiedervernässung setzt der
Prozess der Rückquellung ein.
2.5. Klima und Witterung
2.5.1. Klima des Untersuchungsgebietes
Die klimatischen Gegebenheiten Mecklenburg-Vorpommerns sind nach Osten durch
zunehmende Kontinentalität gekennzeichnet. Weiterhin bestehen in Mecklenburg-
Vorpommern klimatische Unterschiede zwischen dem Binnenland und den Küstenbereichen.
Zunehmende Kontinentalität bedeutet, dass sich die Niederschläge insgesamt in östliche
Richtung verringern bei Verschiebung der Hauptniederschlagszeiten in die wärmere
Jahreszeit. Außerdem nehmen die Temperaturschwankungen zu. Nach KOPP (1982) kann
das UG dem Großklimabereich des Östlichen Küstenklimas χ (Usedom-Klima) zugeordnet
werden. Ferner zeichnen sich die großen Niederungen, wie das ASB, durch ein besonderes
Klimaregime aus, dass vom Klima der umliegenden Moränenplatten abweicht.
Abbildung 8 verdeutlicht das langjährige klimatische Mittel der Station Ueckermünde. Im
Referenzzeitraum 1961-1990 betrug die durchschnittliche Jahrestemperatur 8,2 °C
(DEUTSCHER WETTERDIENST 2004). Die mittlere jährliche Niederschlagsmenge lag bei
505 mm. Auch die Wasserstände des Untersuchungsgebietes unterliegen neben dem
Wasseraustausch mit dem Haff den klimatischen Bedingungen. Messungen von GREMER &
EDOM (1994) ergaben, dass die klimatische Wasserbilanz im ASB mit 9 mm/a bei mittleren
korrigierten Niederschlägen von 652 mm und einer potenziellen Grasverdunstung von
643 mm als nur sehr schwach positiv gekennzeichnet ist. In der Vegetationsperiode ist sie
allerdings mit -142 mm deutlich negativ. Das bedeutet, dass es ab dem Herbst bis ins zeitige
Frühjahr mehr regnet als verdunstet wird. Demzufolge kann sich im Gebiet ein
Wasserüberschuss ansammeln. Im Sommer ist das Gebiet durch ein Wasserdefizit
charakterisiert, da die Verdunstung die Niederschlagsmenge übersteigt. Dieses lässt die
Wasserstände rasch absinken, wenn kein Zustrom vom Haff bzw. von den Talrändern
erfolgt.

22 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
2.5.2. Klimatische Besonderheiten
Moorgebiete besitzen neben dem für das Gebiet kennzeichnende Makroklima auch
mesoklimatische Besonderheiten, die sich gegenüber dem Klima von Mineralböden durch
höhere Luftfeuchtigkeit sowie einer verstärkten und länger andauernden bzw. im Herbst
frühzeitig einsetzenden Nachtfrostgefahr auszeichnen (EGGELSMANN 1990). SLOBODDA
(1977) begründet die mesoklimatischen Unterschiede wie folgt. Die hohen Wassergehalte
der Torfe begünstigen die Verdunstung. Durch die in der Regel hohen Wasserstände des
Frühjahrs erfolgt nur eine verzögerte Erwärmung. Außerdem fördern Tallagen das Entstehen
von Kaltluftseen mit starker Nebel- und ausgeprägter Taubildung. Die Wärmeleitfähigkeit und
–kapazität sind entscheidend von der Lagerungsdichte sowie vom Wasser- und Luftgehalt im
Boden abhängig. Die geringe Wärmeleitfähigkeit degradierter Torfböden verursacht extreme
Temperaturdifferenzen im Tag-Nacht-Rhythmus. Wassergesättigte Torfe zeigen dagegen
einen ausgeglichenen Temperaturverlauf. Der boreal-kontinental beeinflusste Charakter des
Mesoklimas ermöglicht borealen Pflanzenarten eine Verbreitung und führt außerdem zu
einer verzögerten Phänologie der Wiesenpflanzen.
2.5.3. Witterungsverlauf im Untersuchungszeitraum
Da im Peenetal vom DEUTSCHEN WETTERDIENST gegenwärtig keine Klimamessstation
mehr betrieben wird, wurden die Klimadaten der etwa 10 km entfernten Messstation
Ueckermünde zur Auswertung des regionalen Klimas genutzt. Abbildung 8 kennzeichnet den
Witterungsverlauf innerhalb des Untersuchungszeitraumes. Die Niederschlagskurve wurde
zur Temperaturkurve im Verhältnis von 2:1 in Beziehung gesetzt, da so eine Aussage zur
klimatischen Wasserbilanz getroffen werden kann (FUKAREK 1995). Liegt die
Niederschlagskurve über der Temperaturkurve, herrschen humide Bedingungen vor. Eine
entgegengesetzte Lage kennzeichnet dagegen aride Verhältnisse.
monatliche Niederschlagshöhe
[mm]
90
70
50
30
10
-10
Station Ueckermünde 1961-1990 8,2 °C 505 mm
Station Ueckermünde April 2003-März 2004 9,2 °C 495 mm
Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Jan Feb Mrz
Monat
Niederschlag in mm 1961-1990 Niederschlag in mm 2003/04
Lufttemperatur in °C 1961-1990 Lufttemperatur in °C 2003/04
Abbildung 8: Witterungsverlauf April 2003 bis März 2004 und langjähriges klimatisches Mittel
der Station Ueckermünde (Quelle: DEUTSCHER WETTERDIENST 2004)
45
35
25
15
5
-5
mittlere monatliche Lufttemperatur
[°C]

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 23
Das Untersuchungsjahr war sehr warm und etwas zu trocken. Die Niederschläge von Juni
(32 mm) und August (22 mm) waren bei überdurchschnittlich hohen Temperaturen nur
gering, so dass die Niederschlagskurve deutlich unter die Temperaturkurve abfiel (Abbildung
8). Folglich waren diese Monate durch eine negative Wasserbilanz gekennzeichnet. In den
stärker gepufferten Bereichen des Untersuchunggebietes gingen die geringen Niederschläge
- vor allem des Augusts - mit einer deutlichen Abnahme der Grundwasserstände einher. Die
anderen Monate wiesen humide Bedingungen auf. Vor allem der Juli war mit Niederschlägen
von 92 mm sehr nass. Der hohe Juli-Wert ging auf ein Extremereignis zurück, dass im
Landkreis Ostvorpommern mit lokalen Niederschlägen, z. T. bis über 80 mm, für
katastrophenartige Zustände sorgte. Mit 19 ° C war der Juli gleichzeitig der wärmste Monat.
Mit einer Jahresmitteltemperatur von 9,2 °C war die Untersuchungsperiode um 1 °C zu
warm. Insgesamt wurde die mittlere monatliche Temperatur an 10 Monaten deutlich
übertroffen. Besonders hoch waren die Überschreitungen mit mehr als 2 °C im Mai und Juni
2003 sowie im Februar 2004. Der Oktober 2003 und der Januar 2004 müssen dagegen als
relativ kalte Monate gekennzeichnet werden, da die mittlere monatliche Temperatur weit
unter dem langjährigen Durchschnitt lag.
Nach Angaben des DEUTSCHEN WETTERDIENSTES (2003) lag die durchschnittliche
Tagestemperatur im Sommer 2003 mit 19,6 °C sogar 3,4 °C über dem Referenzwert. Er stellt
damit den wärmsten Sommer seit Beginn der Messreihen dar.
Mit einem Durchschnitt von 495 mm im Jahr war die Untersuchungsperiode geringfügig
trockner als im langjährigen Mittel. Deutlich trockner als das langjährige Mittel waren die
Monate April, Mai, Juni, August, November und Dezember 2003 sowie der März 2004. Die
Monate Juli, September und Oktober 2003 sowie Januar und Februar 2004 waren im
Vergleich zu den Referenzwerten feuchter, so dass die trockenen Monate in der
Jahresbilanz nahezu ausgeglichen werden konnten.
Das Wettergeschehen des Untersuchungszeitraums wies deutliche Abweichungen zum
langjährigen Mittel auf. Neben dem veränderten Temperaturniveau nahmen auch die
Gegensätze zwischen den monatlichen Niederschlagsmengen zu. So standen extrem
trockene Monate solchen mit außerordentlich hohen Niederschlägen gegenüber.
2.6. Hydrologie
Das Peenetalmoor durchtrennt die vorpommerschen Geschiebemergelflächen, die als
Grundwasserdeckschichten fungieren. Es stellt daher eine typische
Grundwasserentlastungszone eines weitläufigen Gebietes dar (FISCHER 1995). In
Beziehung zum Bau und Relief der mineralischen Umgebung wird der Wasserhaushalt in
anthropogen unbeeinflussten Talmooren vom unterirdischen Quell- und Druckwasser, dem
oberflächennahen Zufluss sowie dem periodischen Überflutungswasser im Umfeld des
Vorfluters geprägt (vgl. 2.2.). Bis zur Errichtung des Haffdeiches im Jahr 1932/33 standen die
haffseitigen Grünländer unter Küstenüberflutungseinfluss. Bei günstigen Windströmungen,
vor allem bei Nordostwinden, dringt salzhaltiges Ostseewasser bis ins Oderhaff vor und sorgt
hier für Hochwasserstände. Die hafffernen an den Talrand anschließenden Moorbereiche
waren dagegen durch ein ausgedehntes Perkolationsregime gekennzeichnet.

24 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
2.6.1. Abflussregime des Haffs
Wasserstand [cm HN]
100
75
50
25
0
-25
-50
-75
-100
Nov Dez Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Wi So Jahr
Monat
NW MNW MW MHW HW
Abbildung 9: Gewässerkundliche Hauptzahlen am Pegel 1990-2000 (WASSER- UND
SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND 2004)
(NW = Niedrigwasser – niedrigster gemessener Tagesmittelwert, MNW = mittleres Niedrigwasser – Mittelwert der monatlichen
Niedrigwässer, MW = mittlerer Wasserstand – Mittelwert der monatlichen Mittelwerte, MHW = mittleres Hochwasser –
Mittelwert der monatlichen Hochwässer, HW = Hochwasser – höchster gemessener Tagesmittelwert, Wi = hydrologisches
Winterhalbjahr November bis April, So = hydrologisches Sommerhalbjahr Mai bis Oktober)
Der mittlere langjährige Wasserstand des Haffs betrug in der Messperiode 1990-2000 im
Jahresverlauf -4 cm HN und war bei einer Amplitude von 9 cm relativ ausgeglichen
(Abbildung 9). Stärkere Hochwasserereignisse zeigten sich vor allem von November bis
Februar. Regelmäßig wurden Werte um +40 cm HN erzielt. Auch minimale durchschnittliche
Wasserstände mit Werten geringer -50 cm HN traten bevorzugt von Oktober bis März auf.
Dagegen war die Schwankungsintensität des Sommerhalbjahres wesentlich geringer, so
dass nur mäßige mittlere Hoch- und Niedrigwässer erreicht wurden. Insgesamt lag die
Amplitude des Haffs im Zeitraum von 1990 bis 2000 bei 1,95 m. Sowohl der höchste als
auch der niedrigste Wasserstand mit einem Wert von +101 cm HN (November 1995) bzw. -
94 cm HN (Januar 1993) fielen in das hydrologische Winterhalbjahr.
Wie Abbildung 10 zeigt, schwankten die Monatsmittelwerte des Haffs im
Untersuchungszeitraum mit Werten von -16 cm HN im Mai bis +7 cm HN im Oktober stärker
als im langjährgen Mittel (vgl. Abbildung 9). Mit einem Jahresmittel von -3 cm HN war das
Untersuchungsjahr jedoch nur geringfügig nasser. Verglichen mit der Referenzperiode 1990-
2000 lagen die Wasserstände von Mai und November mit einer Differenz von 8 cm und 9 cm
deutlich unter den durchschnittlichen Monatswerten. Im Januar und Oktober befanden sich
die Monatsmittel dagegen 4 cm und 15 cm über den Werten des Referenzzeitraums. Das
höchste Tagesmittel wurde im April 2003 mit +62 cm HN festgestellt. Das niedrigste
Tagesmittel fiel mit -62 cm HN auf den März 2004. Auffällig war außerdem, dass die
höchsten und niedrigsten Tagesmittel sowohl von den maximalen als auch von den
minimalen Stundenwerten des Haffs mit +74 cm HN und -88 cm HN deutlich über- bzw.
unterschritten wurden. Extremereignisse waren demnach meist nur von kurzer Dauer.

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 25
Wasserstand [cm HN]
80
60
40
20
0
-20
-40
-60
-80
-100
Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez Jan Feb Mrz Jahr
Monat
Min NW MW HW Max
Abbildung 10: Gewässerkundliche Hauptzahlen Pegel Karnin im Untersuchungszeitraum April
2003 bis März 2004 (WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND 2004)
(Min = niedrigster Stundenwert, NW = Niedrigwasser – niedrigster gemessener Tagesmittelwert, MW = mittlerer Wasserstand
– Mittelwert der monatlichen Mittelwerte, HW = Hochwasser – höchster gemessener Tagesmittelwert, Max = höchster
Stundenwert)
2.6.2. Hydrologische Verhältnisse im Anklamer Stadtbruch
Im ASB sind die ursprünglichen hydrologischen Gegebenheiten infolge jahrelanger intensiver
Entwässerungen völlig verändert (vgl. 2.3.). Fanggräben entlang des Talrandes behindern
einen Druckwassereintritt ins Moor. Oberirdische Zuflüsse wie der Mühlgraben und die
Rosenhäger Beck wurden begradigt und direkt an die Peene bzw. das Haff angeschlossen.
Die starke Absenkung der Mooroberfläche und die Verdichtung der Torfe stehen einer
Durchrieselung des Torfkörpers entgegen. Die nun entstandenen Flachwasserseen sind
durch ein topogenes Wasserregime lokal mit Tendenz zum Überflutungsregime
gekennzeichnet. Die Speisung des gesamten Untersuchungsgebietes erfolgt rezent vor
allem durch brackiges Überflutungswasser des Haffs. Somit ist die hydrologische Situation
vor allem von den windbedingten Wasserstandschwankungen des Haffs abhängig.
Abbildung 11 veranschaulicht die Wasserstandsdauerlinie des Haffs und die
Überflutungshäufigkeiten im ASB.
Vor den großen Überflutungen von 1995 wurden die Polderflächen vor allem über die
Schöpfwerke Rosenhagen und Zartenstrom entwässert. In den Poldern Kamp-Ost und
Zartenstrom lagen die Wasserstände -30 cm bis -40 cm unter Flur, was der Wasserstufe 3+
entsprach. In den Poldern Rosenhagen und Bugewitz wurden sogar Wasserstände von -30
cm bis -60 cm unter Flur erreicht, so dass hier auch auf größeren Flächen die Wasserstufe
2+ vorherrschte (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993a, b). Im ganzen Gebiet dominierten
grundwassergeprägte Standorte (GREMER et al. 2000).

26 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
NW SO
Abbildung 11: Wasserstandsdauerlinie, Überflutungshäufigkeit und Höhenprofil im Anklamer
Stadtbruch (EDOM 2001a), verändert (rote Linie = Grünland)
Eine Chronologie der Überflutungen seit der Haff-Extremsituation von 1971 zeigt Tabelle 3.
Die häufigen Überflutungen der letzten Jahre wurden vor allem durch die maroden
Deichanlagen begünstigt, die man aus Kostengründen z. T. seit 1960 nicht mehr instand
setzte. Für den Deich am Zartenstrom konnten beispielsweise durchschnittliche Höhen von
+0,66 m HN ermittelt werden (GRÜNBAUER & CHEUNG 1994). Aktuell dürften allerdings
wesentlich geringere Höhenverhältnisse vorherrschen, da mit jedem Hochwasserereignis
und der Aktivität der Wildschweine eine weitere Deicherosion einhergeht. Daher reichen
gegenwärtig bereits geringe Hochwässer aus, um für eine großflächige Überflutung des
Gebietes zu sorgen.
Nach EDOM (2001a) besteht im ASB ein gepuffertes Überflutungsregime. Dieses wird durch
die vorgelagerten Deichvorländer und den maroden Deich sowie die Öffnung über den
Flutgraben gefördert (Abbildung 12). Ein gepuffertes Überflutungsregime bedeutet für das
ASB, dass die in der Regel nur wenige Stunden währenden Haffhochwässer auf Grund der
Fließverzögerung an den Bruchstellen nicht ihren Maximalwert im vom gebrochenen Deich
umgrenzten Gebiet erreichen. Ebenso werden im Überflutungsgebiet bei Haffniedrigwässern
keine Minimalwerte erzielt, da das Wasser nur unter zeitlicher Verzögerung ins Haff
zurückströmen kann. Damit wird eine längere Hochwasserandauer und eine ausgeglichene
Wasserstandsdynamik im Überflutungsraum realisiert.
GREMER et al. (2000) untergliedern das ASB in mehrere Becken, die jeweils unterschiedlich
stark gepufferte Teilsysteme darstellen (Abbildung 12). Die Be- und Entwässerung der
einzelnen Becken erfolgt über ein verzweigtes Grabensystem. Während sich bei
Haffhochwasserständen das erste Becken verzögert auffüllt, beginnt der Wasserpegel im
Haff bereits wieder zu sinken. Diese Verzögerung setzt sich in den anschließenden Becken
fort, so dass die Schwankungsintensität von Becken zu Becken weiter abnimmt. Am
direktesten an das Haff angeschlossen sind gegenwärtig das Becken Zartenstrom und die
Erlenkuhle. Verzögert reagieren dann das Becken Kamp, das Becken Rosenhagen, das
Becken Bugewitz und letztlich die Birkenkuhle und das Hafferlenbruch (GREMER et al.
2000). Prinzipiell kann das Wasser auf unterschiedlichen Wegen in die Grünländer

2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes 27
gelangen. Einerseits kann es über die Grabensysteme quer durch das Bruch, besonders
über die Torfkanäle und dem Graben entlang der Plattenstraße Rosenhagen-Kamp in die
Flächen fließen. Andererseits kann es östlich im Bogen an der einen Hochmoorkalotte
vorbeigelangen. Ein weiterer Weg führt entlang des Bahndamms und der Rosenhäger Beck
über einen Durchlass unter der Plattenstraße Rosenhagen-Kamp bis in die süd-westlichen
Grünländer. Bei Hochwässern kann das Wasser aber auch über die sonst hydrologisch
trennend wirkende Plattenstraße Rosenhagen-Kamp gelangen.
Tabelle 3: Überblick zum Überflutungsgeschehen im Anklamer Stadtbruch (nach GREMER 1999,
vgl. auch PRAGER 2000, verändert)
Jahr Überflutungsgeschehen
1971 im Februar erste Überflutung des Mühlgrabens
1973 im März erneute Überflutung des Mühlgrabens
1978 in der Nacht vom 17. zum 18. November Überflutung des Haffdeichs nach Hochwasserereignis
von +1,28 m HN
1991 im Winter erster Dammbruch im ASB
1994 neuerlicher Deichbruch im Winter 1994/95 und notdürftige Reparatur, das Wasser wurde über die
Schöpfwerke abgepumpt
1995 mehrere Brüche des Haffdeichs am 09. April nach einem Hochwasserereignis von +75 cm HN;
erster starker Wasserzufluss, der die Grünlandbereiche jedoch nicht betraf; im Sommer wieder
starke Entwässerung; Ende August/Anfang September weitere Überflutungen (HW +75 cm HN);
Anfang November wurden gesamtes Bruch und angrenzende Grünländer auf einer Fläche von
2000 ha bei einer Sturmflut (+101 cm HN) überflutet; nur die aufgewölbten Regenmoorbereiche
waren nicht betroffen
1996 vom 30.11.95 bis 22.03.96 fror das gesamte Bruch im überfluteten Zustand ein; hohe
Wasserstände wurden in der ersten Jahreshälfte abgepumpt, so dass sich die abgestorbenen
Saatgrasländer regenerierten; im Sommer sehr starkes Absinken der Wasserstände
1997 im Winter 96/97 wurden die Große Kuhle und die tief gesackten Grünländer langzeitig überstaut;
unbehinderter Wasseraustausch über den von April bis Oktober geöffneten Flutgraben; im August
Errichtung eines behelfsmäßigen Deiches (Notverwallung) entlang des alten Mühlgrabens durch
den Wasser- und Bodenverband; an tief gesackten Standorten und Torfstichen sterben erste
Eichen und Birken ab; Grünländer fielen im Hochsommer nur noch teilweise trocken, ebenso das
Gesamtgebiet
1998 erstes Jahr mit vollständiger Vernässung des ASB; ein extrem feuchtes Jahr mit positiver
sommerlicher Wasserbilanz sorgte für durchgängig sehr hohe Wasserstände, Flutgraben war von
April bis zum Frühwinter geöffnet, so dass freie Vorflut zu den Torfkanälen bestand; anschließend
Verschluss des Flutgrabens durch einen Damm mit Rohrdurchlass; Grünländer, Torfstichbereiche
und tief gesackte Wälder waren permanent überstaut; Wälder begannen großräumig
abzusterben; permanentes Flachwasserregime auf den Grünländern
1999 bis zum Frühsommer permanenter Überstau der tief gesackten Standorte; Pumpwerk
Rosenhagen arbeitete von Januar bis Juni nahezu durchgehend und pumpt auch Wasser aus den
Überflutungsflächen, so dass gesamtes Gebiet so stark entwässert wurde, dass es trocken fiel;
vom 25.08. bis 08.09. Öffnung des Flutgrabens und Bewässerung der Grünländer; ab dem 08.09.
Verschüttung des Flutgrabens mit einem Deich ohne Rohrdurchlass; zuvor überstaute
Grünlandstandorte besiedelten sich ab Juli mit Wolfstrapp- und Zweizahnfluren; großflächige
Etablierung von Gehölzjungwuchs in den Wäldern, vorwiegend Erlen und Weiden; ab Oktober
weiträumiger Überstau des gesamten Gebietes nach Hochwasser (+40 cm HN)
2000 Moor war zum Jahreswechsel geflutet; zwischen 31.01. und 14.02. wurde Deich im Flutgraben
fortgespült, so dass seither freie Vorflut zwischen Haff und Torfkanälen besteht; Ende März
wurden Grundwasserhöchststände erzielt
2002 stärkere Überflutungserreignisse am Anfang des Jahres führten in der ersten Jahreshälfte zu
hohen Wasserständen im gesamten Gebiet; gesamtes Stadtbruch fror von November 02 bis März
03 ein
2003 Hochwasser (+74 cm HN) Anfang April verursachte großräumige Überflutungen im gesamten
ASB, im Sommer starkes Absinken der Wasserstände nach Jahrhundertsommer
2004 Im Januar wieder stärkere Überflutung nach Hochwasser (+56 cm HN); anhaltend hohe
Wasserstände auch während des Sommers infolge hoher Niederschläge; im Herbst Abriss des
Schöpfwerks Zartenstrom

28 2. Charakterisierung des Untersuchungsgebietes
Abbildung 12: Gepuffertes Beckensystem im Anklamer Stadtbruch (GREMER et al. 2000),
verändert

3. Untersuchungsmethoden 29
3. UNTERSUCHUNGSMETHODEN
3.1. Struktur des Untersuchungsgebietes
Das Untersuchungsgebiet setzt sich aus dem Polderkomplex Bugewitz, Rosenhagen, Kamp-
Ost und Zartenstrom zusammen, aus dem zwei Intensivflächen ausgewählt wurden (s.
Abbildung 4). Die Intensivflächen repräsentieren jeweils den größtmöglichen hydrologischen
Gradienten des gesamten Gebietes. Außerdem unterscheiden sie sich gegenseitig in ihrer
Trophie. In den markierten Flächen wurden sehr genaue standort- und vegetationskundliche
Untersuchungen vorgenommen. Folgende Untersuchungen wurden durchgeführt:
Höhenvermessung, Messung der Wasserstände, hydrochemische Analysen, Untersuchung
der Biomasse verschiedener Pflanzenarten und Vegetationskartierung auf Fazies-Ebene.
3.2. Relief
Ausgehend von einem trigonometrischen Festpunkt und bereits eingemessenen Punkten
(Tabelle 4) wurden die Höhen der Pegelmessstellen ermittelt. Gemessen wurde die
Geländeoberkante an den 4 Pegeln und der Wasseroberfläche im Pumpwerksgraben am
Zartenstrom in cm zu HN.
Zur Vermessung wurde das Nivelliergerät NA 824 der Firma LEICA sowie eine ausklappbare
Messlatte genutzt. Bei genauer Justierung und Eichung gelten für die Nivelliere NA 824 die
folgenden technischen Werte: Die Standardabweichung für 1 km beträgt 2,0 mm, die
Höhengenauigkeit liegt bei einer Zielweite von 30 m bei 1,2 mm. Die Vermessung erfolgte im
Mai 2003.
Tabelle 4: Höhenfestpunkte für die Anbindung im Höhennetz
Beschreibung des Höhenpunktes HN (m)
Trigonometrischer Festpunkt auf dem Deich am Alten Mühlgraben,eingemessen von Neuhaus
& Partner, 1999
+0,34
Mauerbolzen am Pumpwerk Rosenhagen, eingemessen von Neuhaus & Partner, 1999 +1,13
Mauerbolzen am Pumpwerk Zartenstrom, eingemessen von Dipl-Hydrol. F. Edom 1995 und
Neuhaus & Partner 1999
+0,858
Ausgehend von der Höhenvermessung der Pegel erfolgte die Ableitung der
Geländeoberflächenhöhen auf den beiden Intensivflächen (Anhang 1a, b, c).
In langzeitig überstauten Flächen ist eine Höhenvermessung über den Wasserstand eines
eingemessenen Pegels möglich. Dazu wurde vorausgesetzt, dass die ausgewählten
Intensivflächen einen ebenen Wasserspiegel aufwiesen. Die Höhen wurden rechnerisch über
die Wasserstandsdifferenz zum jeweiligen Bezugspegel erstellt.
Insgesamt wurden in den Intensivflächen im Abstand von etwa 20 m × 20 m die Höhen der
Geländeoberfläche ermittelt. Die Messung erfolgte zu einem Zeitpunkt an dem sich die
Wasserstände über Flur befanden.
Auch bei der Aufnahme der Vegetation erfolgte die Messung der Wasserstände in Referenz
zum jeweiligen Bezugspegel, so dass sich hieraus punktuell die Höhe der
Geländeoberfläche ermitteln und die jeweilige Wasserstufenausbildung ableiten ließ (Anhang
1d).

30 3. Untersuchungsmethoden
3.3. Hydrologische Untersuchungen
3.3.1. Wasserstands- und Pegelmessungen
Im UG wurde auf den jeweiligen Intensivflächen jeweils ein Pegelrohr zum Messen des
Grundwasserstandes installiert. Verwendet wurden 3 m lange PVC-Rohre, die auf der
unteren Hälfte mit einem feinen Filter versehen waren. Die Pegel wurden bei einer Tiefe von
1,81 m und 1,85 m unter Flur im Boden versenkt und mit einem Metalldeckel verschlossen.
Sie befinden sich im Polder Bugewitz und Zartenstrom. Weiterhin wurden zur
Wasserstandsmessung zwei bereits vom StAUN-Ueckermünde installierte Lattenpegel
genutzt, die im Polder Rosenhagen und Bugewitz lokalisiert sind. Als fünfte Messstation
wurde das Geländer am Pumpwerk Zartenstrom gewählt, da dieses als Bezugspunkt des
sich ändernden Wasserspiegels des ehemaligen Pumpwerksgrabens angesehen werden
kann. Es zeigt den Wasserstand des Polders Kamp-Ost. Das Ablesen der Pegel erfolgte im
Abstand von ein bis maximal zwei Wochen. Auch am Pumpwerksgeländer wurde der
Wasserstand etwa alle 7 bis 14 Tage mit Hilfe eines Zollstockes abgelesen. Die Lage der
Pegel im UG zeigen die Anhänge 9a und 9b.
In Karnin existiert ein Pegel der vom Wasser- und Schifffahrtsamt Stralsund unterhalten wird.
Dieser gibt den Pegelstand des Haffes wieder. Die Ablesung erfolgt im Minutentakt. Zur
Auswertung und zum Vergleich der eigenen Messwerte wurde diese Datenquelle
herangezogen.
3.3.2. Ökohydrologische Kennzeichnung
Wasserstufen
Wasserstufen repräsentieren standörtlich einheitliche Feuchtebereiche, die über ökologischsoziologische
Artengruppen identifiziert werden können. Dabei werden Pflanzenarten, die in
gleichen Feuchtebereichen vorkommen zu Artengruppen zusammengefasst (KOSKA 2001a).
Zur abiotischen Bestimmung der Wasserstufen feuchtegeprägter Standorte wird der
Wasserstand genutzt. Die Ermittlung der Wasserstufen erfolgt nach KOSKA (2001a). Von
den Messwerten eines Jahres ausgehend, werden die Mediane des Winter-Frühjahr-
Halbjahres und des Sommer-Herbst-Halbjahres bestimmt. Der Winter-Frühjahr-Median ergibt
dabei den Basiswasserstand. Der Sommer-Herbst-Median steht für die Absenkung und
ermöglicht eine Aussage über die Ausbildung der Wasserstufe (siehe Abbildung 3-12 in:
SUCCOW & JOOSTEN 2001). Als jahreszeitlicher Bezug dienen die meteorologischen
Jahreszeiten Mitteleuropas, deren Beginn gegenüber den kalendarischen Jahreszeiten auf
den ersten des Monats vorverlegt ist.
Wasserregimetypen
Die Wasserregimetypen kennzeichnen wichtige hydrogeologische Situationen mit ihren
ökologischen Auswirkungen und Bedingungen. Sie beschreiben dynamische Eigenschaften,
Herkunft und Bindungsformen des oberflächlich wirksamen Wassers (KOSKA 2001a). Im
Untersuchungsgebiet erfolgte die Bestimmung der Wasserregimetypen bioindikatorisch über
die Ansprache von Vegetationsformen (vgl. KOSKA et al. 2001a).
Im Gebiet wurden außerdem spezielle Ausbildungen des Wasserregimetyps, der neben der
Reinform auch als Mischform mit anderen Wasseregimetypen auftreten kann, durch die
bioindikatorische Wasserregime-Ausbildung mit Hilfe von Zeigerarten charakterisiert (vgl.
KOSKA 2001a).
Zur morphodynamischen Charakterisierung wurde das Wasserregime zusätzlich abiotisch
durch morphologische und hydrologische Merkmale wie hydrologisch wirksame

3. Untersuchungsmethoden 31
Oberflächenstrukturen, Herkunft, Bindungszustand und Dynamik des Wassers
gekennzeichnet (vgl. KOSKA 2001a).
3.4. Hydrochemische Untersuchungen
Probenahme
In den beiden Intensivflächen Bugewitz und Zartenstrom und in ihrem näheren Umfeld
wurden jeweils 3 bzw. 4 Probeentnahmepunkte markiert, an denen monatlich von Juni bis
Oktober jeweils eine Wasserbeprobung erfolgte (Anhang 9a, b). Folgende Parameter wurden
bestimmt: Elektrische Leitfähigkeit, Salinität, pH-Wert, Calcium-, Kalium-, Chlorid-, Sulfat-,
Nitrat-, Gesamtphosphor-, Orthophosphat- und Chlorophyll-a-Gehalt.
Elektrische Leitfähigkeit und Salinität
Die elektrische Leitfähigkeit und die Salinität wurden mit dem Messgerät Conductivity Meter
LF 325 WTW ermittelt, welches mit einem automatischen Temperaturausgleich versehen
war.
pH-Wert
Der pH-Wert des Wassers wurde mit einer Glaselektrode mit automatischem
Temperaturabgleich gemessen. Dazu diente das Gerät WTW pH-mV. Tabelle 5 zeigt die die
Zuordnung der Säure-Basen-Stufen zu den pH-Werten von Gewässern.
Tabelle 5: pH-Werte und Säure-Basen-Stufen von Gewässern (nach SUCCOW & KOPP 1985)
Calcium- und Kaliumgehalt
pH-Wert Säure-Basen-Stufe
< 6 sauer
6-7,5 subneutral
> 7,5 alkalisch
Die Messung der Calcium- und Kalium-Gehalte wurde flammenphotometrisch mit dem Gerät
Flaphovar der Firma Carl Zeiss Jena durchgeführt
Chlorid-, Sulfat- und Nitratgehalt
Die Gehalte an Chlorid, Sulfat und Nitrat wurden mit dem Ionenaustausch-Chromatograph IC
761 der Firma Metrohm mit der Anionensäule PRP – X 100 gemessen. Zur Befreiung der
Proben von Schwebstoffen wurden diese zuvor filtriert.
Gesamtphosphor- und Orthophosphatgehalt
Zur Konservierung wurden die Wasserproben im Gelände unmittelbar nach der Probenahme
mit 20 Tropfen 25 %iger Schwefelsäure je 100 ml angesäuert. Die Bestimmung des
Gesamtphosphor-Gehaltes erfolgte nach EN 1189 (1996). Die Messung erfolgte
spektralphotometrisch bei 700 nm gegen Reinstwasser. Dazu diente das Gerät Spectronic
1001 Plus der Firma Milton-Roy. Zur Analyse der Orthophosphat-Konzentrationen wurden 10
ml der filtrierten Wasserprobe mit 0,8 ml P-Mix versetzt. Anschließend wurden 0,5 ml
Ascorbinsäure zugefügt. Zum Schluss erfolgte eine 20minütige Inkubation der Proben bei
50 °C im Wasserbad. Die Messung wurde spektralphotometrisch mit dem Gerät Spectronic
1001 Plus der Firma Milton-Roy bei 820 nm gegen einen Reagentienblindwert durchgeführt.

32 3. Untersuchungsmethoden
Chlorophyll-a – Gehalt
Die Analyse des Chlorophyll-a – Gehaltes wurde nach DIN 38 412 (1985) vorgenommen.
Wasserqualitätstypisierung
Die Wasserqualität kennzeichnet nach VAN WIRDUM (1991) und KOSKA (2001b)
Ionenkompositionstypen des frei beweglichen Wassers sowie des gebundenen
Bodenwassers. Entscheidend dafür sind die Konzentrationen der Hauptsalzionen. Für die
Ausweisung von Wasserqualitätstypen, die entscheidende vegetationsökologische
Wirkungsbereiche darstellen, werden neben der Gesamtionenkonzentration (elektrische
Leitfähigkeit) der Chlorid- und Calciumionen-Gehalt berücksichtigt. Dabei wird die elektrische
Leitfähigkeit (LF) als Summenparameter bestimmt und gegen das Ionenverhältnis (IR)
aufgetragen. Das Ionenverhältnis leitet sich aus folgender Formel ab:
Ionic Ratio (IR) (%) = (mval Ca/l) : (mval Ca/l) + (mval Cl/l)
Folgende Wasserqualitätstypen werden unterschieden:
Tabelle 6: Wasserqualitätstypen nach VAN WIRDUM (1991)
AT Atmoklines Wasser IR (%) > LF (mS/m) und IR < 60
Li Lithoklines Wasser IR (%) > LF (mS/m) und IR > 60
TH Thalassoklines Wasser IR (%) < LF (mS/m)
(IR = Ionic Ratio, LF = Elektrische Leitfähigkeit)
3.5. Untersuchung der Biomasse
Probenahme
Im Untersuchungsgebiet wurden 3 Dominanzarten zur Biomassebeprobung ausgewählt:
Typha latifolia, Glyceria maxima und Carex riparia. Sie wurden - soweit möglich - in den
Intensivflächen sowohl im Bereich der Wasserstufe 5+ und 6+ abgeerntet. Folgende
Parameter wurden untersucht: Standing crop, Kohlenstoff-, Stickstoff-, Phosphor- und
Kaliumgehalt. Über die Lage der Probeflächen informieren die Anhänge 9a und 9b.
Die einzelnen Arten wurden nach Möglichkeit zum Zeitpunkt ihrer maximalen Entwicklung
beerntet. Nach MENGEL (1991) liegen am Ende der vegetativen bzw. am Beginn der
generativen Entwicklungsphase die maximalen Nährstoffgehalte in der pflanzlichen
Biomasse bei geringsten Schwankungen vor, so dass nach Beendung des Höhenwachstums
bzw. bei beginnender Blüten- oder Fruchtbildung ein günstiger Erntezeitpunkt besteht. Carex
riparia wurde aufgrund ihrer frühen Entwicklung bereits Anfang Juni abgeerntet, Typha
latifolia und Glyceria maxima dagegen Mitte Juli. Andere Pflanzenarten wurden in jeder
Probe separat untersucht. Außerdem wurde die Phytonekromasse ausgesondert (STEUBING
& FANGMEIER 1992). Auf jeder Beprobungsfläche wurde die oberirdische Biomasse von
8 Proben zufällig abgeschöpft. Die jeweiligen Einzelprobenflächen betrugen 0,25 m². Sie
wurden zunächst mit einem Rahmen umfasst. Dann wurde die Biomasse und mit einer
Gartenschere direkt über der Bodenoberfläche abgeschnitten.
Standing crop
Zur Bestimmung der oberirdischen Biomasse wurden die abgeschöpften Proben in einem
Trockenschrank bei 85 °C bis zur Gewichtskonstanz getrocknet und anschließend gewogen.

3. Untersuchungsmethoden 33
Kohlenstoff- und Stickstoffgehalt
Das getrocknete Pflanzenmaterial wurde zunächst mit einer Schere und einer
Schlagkreuzmühle zerkleinert und anschließend gut durchmischt. Dann erfolgte eine
Feinmahlung von etwa 2 g jeder Probe in einer Pulverisiette. Danach wurden die Proben
erneut bei 105 °C getrocknet und bis zur weiteren Untersuchung im Exsikator aufbewahrt.
Die Bestimmung des Gesamtkohlenstoffgehaltes und des Gesamtstickstoffgehaltes erfolgte
mit einem Elementaranalysator des Typs „Vario EL‘‘ der Firma Elementaranalysesysteme
Hanau. Dabei wurden vom getrockneten Pflanzenpulver thermisch und katalytisch alle N-
Verbindungen in N2 und alle C-Verbindungen in CO2 umgewandelt. Die Substanzmengen
wurden dann im Vergleich zur Standardsubstanz Acetanilid bekannter Konzentration
quantifiziert. Die eingewogenen Probenmengen lagen zwischen 10 mg und 12,5 mg.
Phosphatgehalt
Zur Bestimmung des P-Gehaltes wurden 300 mg getrockneten Pflanzenmaterials bei 550 °C
in Tiegeln vermuffelt. Anschließend wurde die verglühte Biomasse mit 5 ml konzentrierter
Schwefelsäure versetzt und 4 Stunden lang im Wärmeschrank bei 175 °C erhitzt. Danach
erfolgte die Zugabe von 0,5 ml Wasserstoffperoxid. Im Anschluss daran wurden die Proben
weitere 2 Stunden im Wärmeschrank bei 125 °C aufbewahrt. Nun wurden die Proben in
100 ml Maßkölbchen überführt und mit 0,5 ml Hydroxylamoniumchlorid-Lösung versetzt. Zu
einem Volumen von 1-2,5 ml dieser Lösung wurden jetzt 1-2 Tropfen Phenolphtalein
gegeben. Anschließend erfolgte die pH-Wert-Einstellung mit 20 %iger Natriumhydroxid-
Lösung und 25 %iger Schwefelsäure. Nach weiterer Zugabe von 0,5 ml 10 %iger
Ascorbinsäure, 2 ml P-Mix und 15minütiger Wartezeit fand die spektralphotometrische
Messung bei 720 nm mit dem Gerät Spectronic 1001 der Firma Milton-Roy statt.
Kaliumgehalt
Die Bestimmung der Kaliumkonzentrationen erfolgte flammenphotometrisch mit dem Gerät
Flaphovar der Firma Carl Zeiss Jena. Dazu wurde aus dem vermuffelten und anschließend
mit Schwefelsäure und Wasserstoffperoxid aufgeschlossenen Pflanzenmatrerial eine
10fache Verdünnung hergestellt.
3.6. Trophie
Der Begriff Trophie charakterisiert die Verfügbarkeit der Hauptnährstoffe für die Pflanzen,
von der die Produktivität zu einem wesentlichen Anteil abhängt (KOSKA 2001b). In der
vorliegenden Arbeit soll die Trophie mittels verschiedener Methoden bestimmt werden.
Einerseits soll die Trophie auf bioindikatorischem Weg ermittelt werden (KOSKA et al.
2001b). Daneben soll der Nährstoffgehalt des Überstauwassers - vor allem
Gesamtphosphor-, Orthophosphat- und Chlorophyll-a-Gehalt - Aufschluss über die
Nährstoffverfügbarkeit verschiedener Standorte geben (vgl. TGL 1982, KLEE 1991,
SCHWOERBEL 1993, LAWA 1999). Weiterhin wird versucht, eine Ableitung der Trophie über
die Höhe der oberirdischen Biomasseproduktion sowie dem Nährstoffgehalt der Biomasse
vorzunehmen.
Von einer Ableitung der Trophie über das C/N-Verhältnis der Torfe (SUCCOW 1988) wurde in
dieser Arbeit abgesehen, da durch das großräumige Absterben der Ausgangsvegetation und
durch intensive Nährstoff-Rücklösungsprozesse für die Vegetation zum Teil bessere
Ernährungsbedingungen bestehen dürften als durch die Resttorfe vorgegeben sind. Vor
allem, wenn Standorte ihren vom Torf vorgegebenen Trophiestatus durch äußere Einflüsse
drastisch verändern, dürfte durch die Untersuchung der Bodenlösung eine deutlichere
Aussage über die trophischen Verhältnisse am Standort möglich sein (GREMER 1996).

34 3. Untersuchungsmethoden
3.7. Vegetation
3.7.1. Vegetationsaufnahmen
Im Sommer 2003 wurden im Untersuchungsgebiet 98 Vegetationsaufnahmen angefertigt.
Davon lagen 47 Aufnahmen im Polder Bugewitz, 16 Aufnahmen im Polder Rosenhagen,
7 Aufnahmen im Polder Kamp-Ost und 28 Aufnahmen im Polder Zartenstrom (s. Anhang 8a
bis 8d). Die Deckung wurde mittels der abgewandelten Londo-Skala (nach PFADENHAUER
1997) geschätzt (Tabelle 7).
Tabelle 7: Londo-Skala (1976 aus PFADENHAUER 1997, abgewandelt)
Skala Deckungsgrad in %
+ < 1
a 1-3
b 3-5
1 5-15
2 15-25
3 25-35
4 35-45
5- 45-50
5+ 50-55
6 55-65
7 65-75
8 75-85
9 85-95
10 95-100
Die Größe der Aufnahmeflächen betrug 16 m² (vgl. DIERSCHKE 1994). Bei jeder Aufnahme
wurden Aufnahmedatum, Gesamtdeckung, maximale Vegetationshöhe sowie Wasserstand
und Schlammmächtigkeit vermerkt. Bei 91 Vegetationsaufnahmen erfolgte außerdem die
Aufnahme der Koordinaten mit dem Gerät GPS 76 der Firma GARMIN. Die Genauigkeit liegt
bei ca. 2 m.
3.7.2. Vegetationsformenkonzept
Das Vegetationsformenkonzept hat zum Ziel, Vegetationstypen zu definieren, welche eng
umrissene Standortbedingungen eindeutig repräsentieren. Folglich eignen sie sich zur
Bioindikation und stellen Grundeinheiten der Naturraumgliederung auf topischer Ebene dar
(KOSKA et al. 2001a). Eine Abgrenzung der Vegetationsformen voneinander ist durch die
Kombination bestimmter ökologisch-soziologischer Artengruppen gegeben. Die Ausbildung
einer Vegetationsform hängt nach KOSKA et al. (2001a) im Wesentlichen von den
hydrologischen und chemischen Hauptstandortfaktoren Wasserstufe, Wasserregimetyp,
Trophiestufe, Säure-Basen-Stufe und Wasserqualitätstyp ab.
Um die ermittelten Aufnahmedaten auszuwerten, wurde das Datenmaterial zu einer
Gesamtvegetationstabelle zusammengefasst (Anhang 6). In der Tabelle erfolgte
anschließend die Ausweisung ökologisch-soziologischer Artengruppen. Die Bestimmung der
Artengruppen und Vegetationsformen basiert auf der Tabelle der Vegetationsformen für
offene, ungenutzte Feuchtgebietsstandorte (KOSKA et al. 2001b).
3.7.3. Vegetationskartierung
Zur Kartierung der Vegetationsformen im August und September 2003 wurden Luftbilder
einer Befliegung vom 18.09.2000 herangezogen, die freundlicherweise vom LUNG MV zur
Verfügung gestellt wurden. In den beiden Intensivflächen erfolgte eine Feinkartierung der
Vegetationsformen auf Fazies-Ebene (Anhang 12 und 13). Zusätzlich zeigen

3. Untersuchungsmethoden 35
Punktsignaturen kleinflächige Bestände oder Einzelvorkommen wichtiger Dominanzarten
sowie potenzieller Torfbildner in den Vegetationskarten. Außerdem erfolgte eine Kartierung
des gesamten Untersuchungsgebietes, bei der die Vegetationsformen in ihrer flächenhaften
Verbreitung dargestellt wurden (Anhang 10).
Als Grundlage für die kartographische Darstellung der Ergebnisse dienten neben den
Luftbildern topographische Karten im Maßstab 1: 25.000 und 1: 50.000 sowie Geobasisdaten
in digitaler Form (Quelle: LANDESVERMESSUNGSAMT MV). Zur Kartenerstellung diente das
GIS-Programm ArcView von ESRI.
3.8. Statistische Auswertung
Sowohl der Nährstoffgehalt des Überstauwassers der beiden Intensivflächen als auch die
Biomasse der verschiedenen Arten an den einzelnen Standorten wurden mittels T-Test auf
signifikante Unterschiede geprüft (VOGT 1994).

36 4. Untersuchungsergebnisse
4.1. Hydrologie
4.1.1. Höhenvermessung der Pegel
4. UNTERSUCHUNGSERGEBNISSE
Die Ergebnisse der Vermessung der Wasserstandspegel in den verschiedenen Poldern zeigt
Tabelle 8.
Tabelle 8: Höhe der Geländeoberkante an den Pegeln des Untersuchungsgebietes
Teilfläche Pegelbezeichnung Höhe der GOK am Pegel in cm zu HN
Rosenhagen DP Ros -63
Bugewitz
DP Bug -26
RP Bug -27
Zartenstrom RP ZS -1,5
Kamp-Ost PE Kamp 101*
(GOK = Geländeoberkante, DP Ros = Dauerpegel Rosenhagen, DP Bug = Dauerpegel Bugewitz, RP Bug = Rohrpegel
Bugewitz, RP ZS = Rohrpegel Bugewitz, PE Kamp = Pegel Kamp-Ost, * = Höhe der GOK ist auf Geländerhöhe bezogen)
4.1.2. Höhenvermessung der einzelnen Flächen
Im UG stellt sich die Höhenverteilung wie folgt dar: Die tiefsten Punkte weisen die Polder
Rosenhagen und Kamp-Ost auf. So wurden beispielsweise bei Vegetationsaufnahmen im
Polder Rosenhagen Minimalwerte von bis zu -83 cm HN bestimmt. Flächen die über HN
liegen existieren dagegen nicht mehr. Auch im Polder Bugewitz treten großflächig
Oberflächenhöhen von etwa -47 cm HN und tiefer auf. Südöstlich des Mühlgrabens liegen
wenige Flächen knapp über HN. Die höchsten Bereiche weist im Mittel der Polder
Zartenstrom mit nur wenigen cm unter HN auf. Hervorzuheben ist, dass die tiefsten Punkte
gehäuft im unmittelbaren Umfeld der Entwässerungsgräben in Hauptentwässerungsrichtung
festgestellt wurden.
In der Intensivfläche (IF) Zartenstrom (5,55 ha) liegen die mittleren Höhen bei etwa -13 cm
HN. Die tiefsten Werte betragen -32 cm HN. Die höchsten Werte liegen dagegen bei +23 cm
HN. Dabei handelt es sich jedoch um Sonderstandorte wie aufgeschüttete Wege. Insgesamt
gesehen weist das Gebiet am Zartenstrom eine starke Mikroreliefierung auf, so dass ein
häufiger Wechsel von höher und tiefer liegenden Flächen erfolgt.
Für die IF Bugewitz (10,5 ha) wurden mittlere Höhen von etwa -25 cm HN festgestellt. Der
tiefste Wert beträgt hier etwa -44 cm HN. Der höchste Punkt liegt bei +9 cm HN. Diese
Fläche zeigt ein weniger wechselhaftes Mikrorelief. Es handelt sich um eine ebene von Süd
nach Nord geneigte Fläche. Lediglich entlang von Entwässerungsgräben steigt das Relief
deutlich an, was auf Grabenberäumungsarbeiten und Wegaufschüttungen zurückzuführen
sein dürfte.
4.1.3. Wasserstandsverlauf des Haffs
Abbildung 13 zeigt den Wasserstandsverlauf des Haffs im Untersuchungszeitraum. Die
Wasserstandsdaten des Haffs am Pegel Karnin (April 2003 – März 2004) sind den Anhängen
2a bis 2d zu entnehmen.

4. Untersuchungsergebnisse 37
Der Wasserstandsverlauf des Haffs lässt für den Untersuchungszeitraum eine Zweiteilung in
Winterhalbjahr (November - April) und Sommerhalbjahr (Mai - Oktober) erkennen. Das
Sommerhalbjahr zeigte einen ausgeglicheneren Verlauf als das Winterhalbjahr. Mit
durchschnittlich -2 cm HN lag der Wasserstand 2 cm über dem langjährigen Mittel.
Wasserstandsschwankungen traten zwar häufig auf, Hoch- und Niedrigwasserereignisse
fielen allerdings geringer aus und erreichten nicht die Werte des Winterhalbjahres, so dass
die maximale Tagesamplitude nur bei 88 cm lag. Das niedrigste Tagesmittel des Sommers
betrug -39 cm HN. Stärkere Hochwasserereignisse traten am 28.08.2003 (+27 cm HN),
02.09.2003, (+30 cm HN), vom 13.10.-16.10.2003 (+28-+49 cm HN) sowie am 21.10. und
22.10.2003 (+32 cm HN) auf.
Der Wasserstand des Winterhalbjahres lag mit -4 cm HN 2 cm unter dem Mittel des
Sommerhalbjahres und 1cm unter dem langjährigen Durchschnitt. Im Gegensatz zum
Sommerhalbjahr wies das Winterhalbjahr mit 124 cm eine wesentlich ausgeprägtere
Amplitude auf. Auffällig war außerdem der häufige und rasche Wechsel zwischen Hoch- und
Niedrigwasserereignissen (Abbildung 13).
Wasserstand [cm HN]
60
40
20
0
-20
-40
-60
-80
25.03.
+62
08.04.
22.04.
06.05.
20.05.
03.06.
17.06.
01.07.
15.07.
29.07.
-38
12.08.
26.08.
09.09.
23.09.
07.10.
Datum
+49 +47
Abbildung 13: Wasserstandsverlauf des Haffs im Untersuchungszeitraum (Quelle: WASSER-
UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND 2004)
4.1.4. Wasserstands- und Pegelmessungen
Die niedrigsten mittleren Wasserstände zeigten die Polder Rosenhagen und Bugewitz mit
Werten von -0,2 cm HN bis +2,9 cm HN (Tabelle 9). Im Polder Kamp-Ost lagen die
durchschnittlichen jährlichen Werte mit +5,2 cm HN deutlich höher. Den insgesamt höchsten
mittleren Betrag wies der Polder Zartenstrom mit +12,2 cm HN auf. Der tiefste Wasserstand
wurde im Polder Bugewitz mit -24 cm HN im August nach einer langen Trockenperiode
ermittelt. Am Zartenstrom konnte der höchste Wasserstand mit +70 cm HN nach einem
21.10.
04.11.
18.11.
02.12.
16.12.
30.12.
13.01.
27.01.
10.02.
24.02.
09.03.
-62
23.03.

38 4. Untersuchungsergebnisse
Hochwasserereignis im April 2003 festgestellt werden. Während die maximalen Amplituden
in den Poldern Bugewitz, Rosenhagen und Kamp-Ost mit Werten zwischen 55 cm und 48 cm
relativ ausgeglichen waren, zeigte der Polder Zartenstrom mit einer Amplitude von 82 cm
wesentlich größere Schwankungen.
Tabelle 9: Durchschnittliche Wasserstände, Maxima und Minima der einzelnen Pegel
RP Bugewitz DP Bugewitz
DP Rosenhagen
Kamp-Ost
RP Zartenstrom
Maximum [cm HN] 31 30 30 37 70
Mittel [cm HN] 1,1 2,9 -0,2 5,1 12,2
Median [cm HN] 1 2 -1 4 10
Minimum [cm HN] -24 -18 -19 -12 -12
SD 14,6 13,3 11,8 11,3 16
max. Amplitude [cm] 55 48 49 49 82
(RP = Rohrpegel, DP = Dauerpegel, SD = Standardabweichung)
Abbildung 14 stellt den Wasserstandsverlauf der einzelnen Pegel im Untersuchungsgebiet
dar. In Anhang 3 sind außerdem die ermittelten Messwerte der einzelnen Pegel abgebildet.
Wasserstand [cm HN]
80
60
40
20
0
-20
-40
25.3.
7.4.
22.4.
7.5.
19.5.
4.6.
26.6.
13.7.
4.8.
21.8.
9.9.
Haff DP Bug
Datum
RP Bug DP Ros Kamp ZS
Abbildung 14: Wasserstandsverlauf der verschiedenen Polder im Untersuchungszeitraum
(DP Bug = Dauerpegel Bugewitz, RP Bug = Rohrpegel Bugewitz, DP Rosenhagen = Dauerpegel Rosenhagen, ZS =
Zartenstrom)
Häufigkeit und Intensität der Wasserstandsschwankungen unterschieden sich in den
einzelnen Poldern im Jahresverlauf. Die häufigsten und stärksten Schwankungen traten im
Polder Zartenstrom auf. In diesem Polder wurden regelmäßig die Maxima des Haffs erreicht.
Die Ganglinien der anderen Polder zeigten einen ähnlichen, jedoch deutlich abgeschwächten
23.9.
17.10.
9.11.
7.12.
2.1.
31.1.
28.2.
25.3.

4. Untersuchungsergebnisse 39
Verlauf. Im Polder Bugewitz erfolgte im Sommer eine stärkere Wasserabnahme als in den
anderen Poldern (Abbildung 14).
4.1.5. Wasserstufen
Die Spanne der Wasserstufenausbildungen reichte im UG von 6+/+ bis 4+/+. Den größten
Anteil nahm die Wasserstufe 6+/+ ein, die vor allem in den Poldern Rosenhagen, Kamp-Ost
und Bugewitz auf den sehr stark gesackten Flächen vorherrschte. An etwas höher
gelegenen Standorten kam dagegen die Wasserstufe 6+/5+ mit größeren Anteilen vor. Am
Zartenstrom überwog die Wasserstufe 5+/+. Die Ausbildung der Wasserstufe 5+/4+ wurde
vor allem durch Absinken der Wasserstände infolge sommerlicher Transpiration gefördert.
Sie nahm in den südlichen Bereichen des Polders Bugewitz größere Flächen ein. 4+/+
Standorte gab es nur ausnahmsweise an Deichrändern oder aufgeschütteten Wegen.
4.1.6. Hydrotoptypen des Untersuchungsgebietes
Die im UG vorherrschenden Hydrotoptypen fasst Tabelle 10 zusammen. Sowohl
Wasserstufen-Ausbildung als auch Wasserregime-Ausbildung wurden bioindikatorisch
bestimmt. Die morphodynamische Wasserregime-Ausbildung wurde zusätzlich durch die
Ansprache hydrologischer und morphologischer Merkmale gekennzeichnet.
Tabelle 10: Hydrotoptypen des Untersuchungsgebietes (Zuordnung zu Vegetationsaufnahmen)
Hydrotoptyp
6+T
mögliche
Wasserstufen-
Ausbildung
6+/+
6+/5+
mögliche
bioindikatorische
Wasserregime-
Ausbildung
mögliche
morphodynamische
Wasserregime-
Ausbildung
Polder
Tt fw.k.e ZS (< -21 cm HN), Kamp (< -32
cm HN), Ros (< -35 cm HN), Bug
(< -42 cm HN)
Tw fw.k.e Ros (-35 bis -32 cm HN), Bug (-45
bis -42 cm HN)
Tk fw.k.e ZS (-29 bis -21 cm HN), Ros (-35
bis -32 cm HN), Bug (-47 bis -42
cm HN)
Tt fw.k.e Bug (-41 bis -24 cm HN)
Tw fw.k.e Bug (-41 bis -16 cm HN), ZS (-21
bis -16 cm HN)
5+T 5+/+
Tw fw.k.d.e ZS (-20 bis -4 cm HN), Bug (-15
bis -12 cm HN), Kamp (-7 bis 4 cm
HN)
Tk fw.k.e ZS (-20 bis +9 cm HN)
5+/4+
Tw fw.k.d.e Bug (-11 bis +8 cm HN)
Tk fw.k.e Bug (-11 bis +8 cm HN)
4+T 4+/+ Tw k.e ZS (+10 bis +23 cm HN)
(T = topogenes Wasserregime, t = Prägung durch topogene Wasserregimesituation, w = Prägung durch starke Wechselfeuchte,
k = Prägung durch Küstenüberflutung, fw = Flachwasserregime, e = Wirkung durch menschliche Eingriffe, Bug = Bugewitz, Ros
= Rosenhagen, ZS = Zartenstrom)

40 4. Untersuchungsergebnisse
4.2. Hydrochemie
4.2.1. Nährstoffökologisch-chemische Kennzeichnung
Abbildung 15 bis 25 stellen die untersuchten hydrochemischen Parameter für die beiden
Intensivflächen zusammenfassend gegenüber. Einen detaillierten Überblick aller Messwerte
gibt Anhang 4.
Salinität, elektrische Leitfähigkeit, Chlorid-, Kalium- und Calciumgehalt zeigten einen
charakteristischen Jahresverlauf. Während von Juni bis September ein Anstieg zu
verzeichnen war, nahmen die Gehalte im Oktober wieder ab. Besonders hoch war die
Schwankung dieser Parameter in der IF Bugewitz. Am Zartenstrom wurden dagegen
wesentlich ausgeglichenere Werte ermittelt. Gesamtphosphor- und
Orthophosphatkonzentrationen zeigten nach einer anfänglichen Zunahme einen starken
Rückgang zum Ende der Vegetationsperiode. Tabelle 11 veranschaulicht die Ergebnisse des
Signifikanztests der verschiedenen hydrochemischen Parameter zwischen der IF Bugewitz
und der IF Zartenstrom.
Tabelle 11: Signifikanztest der verschiedenen hydrochemischen Parameter zwischen den
Intensivflächen Bugewitz und Zartenstrom
Chlorophyll-a Calcium Chlorid Gesamtphosphor Orthophosphat Kalium
Bug ZS Bug ZS Bug ZS Bug ZS Bug ZS Bug ZS
- n Bug - s Bug - n Bug - s Bug - s Bug - n Bug
n - ZS s - ZS n - ZS s - ZS s - ZS s - ZS
Nitrat Sulfat pH-Wert Salinität Leitfähigkeit Ionic Ratio
Bug ZS Bug ZS Bug ZS Bug ZS Bug ZS Bug ZS
- n Bug - s Bug - s Bug - n Bug - n Bug - s Bug
n - ZS s - ZS s - ZS n - ZS s - ZS s - ZS
(Bug = Intensivfläche Bugewitz, ZS = Intensivfläche Zartenstrom, n = Unterschied ist nicht signifikant, s = Unterschied ist
signifikant, α = 0,5, t = 2,31)
pH-Wert und Säure-Basen-Stufe
Nach SUCCOW & KOPP (1985) fallen die pH-Werte aller Wasserproben in die subneutrale
bis alkalische Säure-Basen-Stufe. In der IF Bugewitz überwogen mit einem mittleren pH-
Wert von 7,7 alkalische Bedingungen. In der IF Zartenstrom wurde dagegen mit einem
mittleren pH-Wert von 7,1 eine subneutrale Säure-Basen-Stufe festgestellt (Abbildung 15).
Beide Flächen unterschieden sich signifikant (s. Tabelle 11).
Elektrische Leitfähigkeit
In beiden Intensivflächen wurden relativ hohe mittlere Leitfähigkeiten von 2885 µS/cm und
3002 µS/cm erreicht (Abbildung16). Dabei traten in der IF Bugewitz im Verlauf des
Messzeitraumes sowohl die höchsten als auch die niedrigsten Leitfähigkeiten auf. Außerdem
unterschied sich die IF Bugewitz signifikant von der IF Zartenstrom (s. Tabelle 11).

4. Untersuchungsergebnisse 41
pH-Wert
9,0
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
N =
15
Bug
20
ZS
Intensivfläche
Abbildung 15: pH-Wert des Wassers der
Intensivfläche Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS)
Salinität und Chloridgehalt
Leitfähigkeit [µS/cm]
5000
4000
3000
2000
1000
N =
15
Bug
20
ZS
Intensivfläche
Abbildung 16: Elektrische Leitfähigkeit des
Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug)
und Zartenstrom (ZS)
Hinsichtlich der Salinität und der Chloridgehalte wiesen die Intensivflächen keine
signifikanten Unterschiede auf (s. Tabelle 11). In beiden Flächen wurden relativ hohe mittlere
Salinitäten von 1,4 ‰ erreicht (Abbildung 17). Die Chloridgehalte waren am Zartenstrom mit
737 mg/l etwas höher als in der Fläche Bugewitz, wo sie im Mittel 693 mg/l betrugen
(Abbildung 18).
Salinität [%o]
2,2
2,0
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
,8
N =
15
Bug
20
ZS
Intensivfläche
Abbildung 17: Salinität des Wassers der
Intensivflächen Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS)
Gesamtphosphor- und Orthophoshatgehalt
Chlorid [mg/l]
1000
900
800
700
600
500
400
300
N =
15
Bug
20
ZS
Intensivfläche
Abbildung 18: Chloridgehalt des Wassers
der Intensivflächen Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS)
In beiden Intensivflächen wurden sehr hohe Gesamtphosphor- und Orthophosphatgehalte
nachgewiesen. Sie zeigten allerdings in beiden Flächen signifikante Unterschiede (Tabelle
11). In der Fläche Bugewitz wurde mit durchschnittlich 1,70 mg/l die höchste
Gesamtphosphorkonzentration ermittelt. Am Zartenstrom war die

42 4. Untersuchungsergebnisse
Gesamtphosphorkonzentration dagegen mit einem Mittel von 1,00 mg/l um 40 % geringer
(Abbildung 19). Im Gegensatz zum Gesamtphosphor wurde der höchste
Orthophosphatgehalt mit durchschnittlich 0,47 mg/l am Zartenstrom ermittelt. In der Fläche
Bugewitz war der mittlere Orthophosphatgehalt mit 0,15 mg/l um das 3fache geringer.
Gesamtphosphor [mg/l]
3
2
1
0
N =
15
Bug
20
ZS
Intensivfläche
Abbildung 19: Gesamtphosphorgehalt des
Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug)
und Zartenstrom (ZS)
Calciumgehalt
Orthophosphat [mg/l]
,8
,7
,6
,5
,4
,3
,2
,1
0,0
N =
6
Bug
8
ZS
Intensivfläche
Abbildung 20: Orthophosphatgehalt des
Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug)
und Zartenstrom (ZS)
Hinsichtlich des Calciumgehaltes unterschieden sich die Intensivflächen signifikant (s.
Tabelle 11). Die Fläche Bugewitz wies im Mittel Calciumkonzentrationen von 123 mg/l auf.
Mit nur 77 mg Ca/l waren die Konzentrationen am Zartenstrom um 37 % geringer (Abbildung
21).
Kaliumgehalt
In beiden Intensivflächen wurden mäßig hohe Kaliumgehalte bestimmt. In der IF Bugewitz
und der IF Zartenstrom wurden mit mittleren Werten von 26,7 mg/l und 24,6 mg/l relativ
ähnliche Konzentrationen vorgefunden (Abbildung 22). Der Kaliumgehalt der Fläche
Zartenstrom unterschied sich nicht signifikant von der Fläche Bugewitz (Tabelle 11).

4. Untersuchungsergebnisse 43
Calcium [mg/l]
200
150
100
50
0
N =
15
Bug
20
ZS
Intensivfläche
Abbildung 21: Calciumgehalt des Wassers
der Intensivfläche Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS)
Sulfatgehalt
Kalium [mg/l]
50
40
30
20
10
0
N =
15
Bug
20
ZS
Intensivfläche
Abbildung 22: Kaliumgehalt des Wassers
der Intensivfläche Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS)
Hinsichtlich ihres Sulfatgehaltes wiesen die beiden Intensivflächen signifikante Unterschiede
auf (s. Tabelle 11). Während in der Fläche Bugewitz nur eine mittlere Sulfatkonzentration
von 14 mg/l auftrat, betrug sie am Zartenstrom mit durchschnittlich 124 mg/l das 9fache.
Nitratgehalt
Der Nitratgehalt des Wassers zeigte keinen signifikanten Unterschied zwischen beiden
Flächen (s. Tabelle 11). Im Mittel lagen die Nitratkonzentrationen beider Flächen bei
2,5 mg/l.
Sulfat [mg/l]
160
140
120
100
80
60
40
20
0
-20
N =
12
Bug
16
ZS
Intensivfläche
Abbildung 23: Sulfatgehalt des Wassers der
Intensivflächen Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS)
Nitrat [mg/l]
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
N =
12
Bug
16
ZS
Intensivfläche
Abbildung 24: Nitratgehalt des Wassers der
Intensivflächen Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS)

44 4. Untersuchungsergebnisse
Chlorophyll-a-Konzentration
Insgesamt zeigten die Chlorophyll-a-Gehalte ein wenig differenziertes Bild (Abbildung 25).
Sowohl am Zartenstrom als auch in der IF Bugewitz wurden hohe bis extrem hohe Werte
erreicht. Am Zartenstrom betrug die mittlere Chlorophyll-a-Konzentration 363 µg/l. Die IF
Bugewitz wies im Durchschnitt 362 µg/l auf. Der Unterschied zwischen den Flächen war
nicht signifikant (Tabelle 11).
Chlorophyll-a [mg/l]
1000
800
600
400
200
0
-200
N =
12
Bug
16
ZS
Intensivfläche
Abbildung 25: Chlorophyll-a-Gehalt des Wassers der Intensivflächen Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS)
Wasserqualität
Die Wasserqualität aller Standorte kann nach VAN WIRDUM (1991) als thalassoklin
eingestuft werden, da die elektrische Leitfähigkeit das Ionenverhältnis übersteigt. In der
Fläche Bugewitz lag das mittlere Ionenverhältnis bei 23,8 %. Am Zartenstrom war das
mittlere Ionenverhältnis mit 15,8 % um 34 % kleiner. Beide Flächen unterschieden sich
signifikant (Tabelle 11).
Trophie
Tabelle 12: Trophische Einschätzung der Wasserproben nach TGL (1982) und LAWA (1999) aus
den Mittelwerten der Intensivflächen Bugewitz und Zartenstrom
TGL LAWA TGL LAWA
Intensivfläche Bugewitz Zartenstrom
Chlorophyll-a h h h h
GP (Sommer) h h h h
OP (Sommer sp - hp -
(GP = Gesamtphosphor, OP = Orthophosphat, h = hypertroph, sp = schwach polytroph, hp = hoch polytroph)
Eine Einschätzung der Trophie des Gebietes über die Konzentration verschiedener
Wasserinhaltsstoffe geht aus Tabelle 12 hervor. Die Analyse des Gesamtphosphorgehaltes
aller Proben wies auf hypertrophe Standortbedingungen hin (TGL 1982, LAWA 1999). Auch
der Chlorophyll-a-Gehalt zeigte im Mittel einen hypertrophen Status der untersuchten
Standorte an. Ein anderes Bild vermittelten dagegen die Orthophosphatgehalte. Für die IF
Bugewitz verwiesen sie auf schwach polytrophe Bedingungen, am Zartenstrom wurden
dagegen hoch polytrophe Verhältnisse festgestellt.

4. Untersuchungsergebnisse 45
4.3. Biomasse
Abbildung 26 bis 30 stellen die Ergebnisse der Biomasse-Analyse zusammenfassend dar.
Eine detaillierte Übersicht zur Biomasseanalyse ist in den Anhängen 5a bis 5c aufgeführt.
Die Trophie wurde an allen Beprobungsstandorten bioindikatorisch ermittelt. In der Nähe fast
aller Beprobungsstellen wurden zusätzlich Wasseranalysen vorgenommen.
4.3.1. Produktivität (standing crop)
Trockensubstanz [g/m²]
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
N =
8
CBa (5+/4)
8
CBb (6+/5)
8
CZc (5+/4)
8
CZd (5+/+)
8
GBa (5+/+)
8
GBb (6+/5)
Probeentnahmestelle
Abbildung 26: Produktivität (standing crop) von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha
latifolia an ausgewählten Standorten bezogen auf die Trockensubstanz
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d)
Die oberirdische Biomasse zwischen den einzelnen Arten zeigte signifikante Unterschiede
(Tabelle 21). Die höchste mittlere jährliche Produktion wies Typha latifolia auf, gefolgt von
Glyceria maxima und Carex riparia (Abbildung 26). Glyceria maxima und Typha latifolia
erreichten an polytrophen Standorten ein höheres mittleres Trockengewicht als an eutrophen
Standorten. Die oberirdische Biomasseproduktion wurde außerdem von der Höhe des
Wasserstandes beinflusst, wobei die jeweiligen Arten unterschiedlich auf eine
Wasserstandsänderung reagierten.
8
GZc (5+/+)
8
GZd (6+/5)
8
TBa (5+/+)
8
TBb (6+/5)
8
TZc (5+/+)
8
TZd (6+/+)

46 4. Untersuchungsergebnisse
Typha latifolia zeigte auf einem ha eine mittlere jährliche Produktion von 13,93 t TS/ha bis zu
14,84 t TS/ha. Die höchste mittlere Produktivität wurde im Bereich der
Wasserstufenausbildung 5+/+ unter polytrophen Standortbedingungen ermittelt (TZc), die
niedrigste mittlere Produktivität innerhalb der Wasserstufenausbildung 5+/6+ unter eutrophen
Bedingungen (TBb). Mit 2887,92 g TS/m² lag der Maximalwert der ermittelten Produktivität
von Typha latifolia an einem eutrophen Standort mit der Wasserstufenausbildung 5+/+ (TBa).
Bei 483,68 g TS/m² befand sich das absolute Produktivitätsminimum an einem polytrophen
Standort der Wasserstufenausbildung 6+/+ (TZd).
Glyceria maxima zeigte mittlere Produktivitäten zwischen 7,51 t TS/ha und 10,73 t TS/ha.
Die höchste mittlere Produktivität wies die Art an einem polytrophen Standort mit der
Wasserstufenausbildung 6+/5+ (GZd) auf. Die niedrigste mittlere Produktivität wurde
dagegen an einem eutrophen Standort mit der Wasserstufenausbildung 5+/4+
nachgewiesen (GBa). Sowohl das absolute Produktivitätsmaximum als auch das absolute
Produktivitätsminimum des Wasserschwadens wurde mit 1490,72 g TS/m² bzw. 398,44 g
TS/m² an einem eutrophen Standort mit der Wasserstufenausbildung 6+/5+ ermittelt (GBb).
Für Carex riparia ergab sich eine mittlere jährliche Produktion zwischen 5,4 t TS/ha und
6,94 t TS/ha. Das höchste mittlere Trockengewicht erreichte Carex riparia im Bereich der
Wasserstufenausbildung 6+/5+ unter eutrophen Bedingungen (CBb). Die niedrigste mittlere
Produktivität der Art lag innerhalb der Wasserstufenausbildung 5+/4+ unter polytrophen
Verhältnissen (CBa). Das absolute Maximum wurde mit 1203,12 g TS/m² an einem
eutrophen Standort mit der Wasserstufenausbildung 6+/5+ ermittelt (CBb), das absolute
Minimum mit 352,2 g TS/m² an einem polytrophen Standort mit der Wasserstufenausbildung
5+/4+ (CBa).
Tabelle 13 zeigt die Ausbildung signifikanter Unterschiede der oberirdischen
Biomasseproduktion von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia zwischen den
jeweiligen Beprobungsstandorten.
Tabelle 13: Signifikanztest der Produktivität der oberirdischen Biomasse an den verschiedenen
Standorten
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
CBa CBb CZc CZd GBa GBb GZc GZd TBa TBb TZc TZd
- s n s CBa - n s s GBa - n n n TBa
n - n n CBb n - n n GBb n - n n TBb
n s - s CZc s n - n GZc n n - n TZc
s n n - CZd s n n - GZd n n n - TZd
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d, n = Unterschied ist nicht signifikant,
s = Unterschied ist signifikant, α = 0,5, t = 2,31)
4.3.2. Nährstoffgehalt der Biomasse
Kohlenstoffgehalt
Die C-Gehalte zwischen den einzelnen Arten ergaben signifikante Unterschiede (Tabelle 21).
Die höchsten C-Konzentrationen zeigte Carex riparia mit Werten, die im Mittel zwischen
451,1 g/kg TS und 460,25 g/kg TS lagen (Abbildung 27). Glyceria maxima erreichte nur
etwas geringere mittlere C-Gehalte von 431,14 g/kg TS bis 444,94 g/kg TS. Die niedrigsten
C-Konzentrationen wies Typha latifolia mit mittleren Werten zwischen 427,02 g/kg TS und
440,24 g/kg TS auf. Tabelle 14 zeigt, zwischen welchen Standorten sich der C-Gehalt der
jeweiligen Arten signifikant unterschied.

4. Untersuchungsergebnisse 47
Kohlenstoff [g/kg]
470
460
450
440
430
420
410
N =
8
CBa (5+/4)
8
CBb (6+/5)
8
CZc (5+/4)
8
CZd (5+/+)
8
GBa (5+/+)
8
GBb (6+/5)
Probeentnahmestelle
Abbildung 27: Kohlenstoffgehalt von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia an
ausgewählten Standorten
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d)
Tabelle 14: Signifikanztest der Kohlenstoffgehalte der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
CBa CBb CZc CZd GBa GBb GZc GZd TBa TBb TZc TZd
- n s s CBa - s n s GBa - s s s TBa
n - s s CBb s - s s GBb s - n s TBb
s s - s CZc n s - s GZc s n - s TZc
s s s - CZd s s s - GZd s s s - TZd
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d, n = Unterschied ist nicht signifikant,
s = Unterschied ist signifikant, α = 0,5, t = 2,31)
Stickstoffgehalt und C/N-Verhältnis
Hinsichtlich ihres N-Gehaltes unterschieden sich die Arten signifikant (Tabelle 21). Die
höchsten mittleren N-Gehalte wurden von Carex riparia mit 15,66 g/kg TS bis 16,71 g/kg TS
erzielt (Abbildung 28). Glyceria maxima wies überwiegend geringere mittlere N-
Konzentrationen von 13,06 g/kg TS bis 13,69 g/kg TS auf. Nur am Standort GBb konnte für
diese Art ein sehr hoher durchschnittlicher N-Gehalt von 16,45 g/kg TS festgestellt werden.
8
GZc (5+/+)
8
GZd (6+/5)
8
TBa (5+/+)
8
TBb (6+/5)
8
TZc (5+/+)
8
TZd (6+/+)

48 4. Untersuchungsergebnisse
Typha latifolia lag dagegen mit durchschnittlichen Werten zwischen 13,72 g N/kg TS und
15,39 g N/kg TS im mittleren Bereich. Tabelle 15 zeigt die Ausbildung signifikanter
Unterschiede der N-Gehalte von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia zwischen
den jeweiligen Beprobungsstandorten.
Stickstoff [g/kg]
22
20
18
16
14
12
10
N =
8
CBa (5+/4)
8
CBb (6+/5)
8
CZc (5+/4)
8
CZd (5+/+)
8
GBa (5+/+)
8
GBb (6+/5)
Probeentnahmestelle
Abbildung 28: Stickstoffgehalt von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia an
ausgewählten Standorten
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d)
Tabelle 15: Signifikanztest der Stickstoffgehalte der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
CBa CBb CZc CZd GBa GBb GZc GZd TBa TBb TZc TZd
- n n s CBa - s n n GBa - n n s TBa
n - n n CBb s - s s GBb n - n s TBb
n n - n CZc n s - n GZc n n - s TZc
n n n - CZd n s n - GZd s s s - TZd
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d, n = Unterschied ist nicht signifikant,
s = Unterschied ist signifikant, á = 0,5, t = 2,31)
Zwischen der N-Konzentration und der Höhe des C/N-Verhältnisses bestand eine enge
Beziehung. Proben mit sehr niedrigen N-Gehalten besaßen auch immer ein sehr hohes C/N-
Verhältnis. Die C/N-Verhältnisse zwischen Carex riparia und Typha latifolia zeigten keinen
8
GZc (5+/+)
8
GZd (6+/5)
8
TBa (5+/+)
8
TBb (6+/5)
8
TZc (5+/+)
8
TZd (6+/+)

4. Untersuchungsergebnisse 49
signifikanten Abweichungen. Ansonsten wiesen die Arten untereinander signifikante
Unterschiede auf (Tabelle 21). Für Carex riparia konnten beispielweise mittlere C/N-
Verhältnisse von 27,18 bis 29,57 ermittelt werden. Typha latifolia wies ähnlich hohe mittlere
Werte von 27,93 bis 32,34 auf. Glyceria maxima zeigte dagegen sehr hohe durchschnittliche
C/N-Werte von 32,96 bis 34,29. Eine Ausnahme bildete wieder der Standort GBb, wo nur ein
mittleres C/N-Verhältnis von 26,29 festgestellt wurde. Tabelle 16 zeigt, zwischen welchen
Standorten sich das C/N-Verhältnis der jeweiligen Arten signifikant unterschied.
Tabelle 16: Signifikanztest der C/N-Verhältnisse der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
CBa CBb CZc CZd GBa GBb GZc GZd TBa TBb TZc TZd
- n n s CBa - s n n GBa - n n s TBa
n - n s CBb s - s s GBb n - n s TBb
n n - n CZc n s - n GZc n n - s TZc
s s n - CZd n s n - GZd s s s - TZd
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d, n = Unterschied ist nicht signifikant,
s = Unterschied ist signifikant, α = 0,5, t = 2,31)
Phosphatgehalt, N/P- und C/P-Verhältnis
Der P-Gehalt zwischen den Arten ergab signifikante Unterschiede (Tabelle 21). Die
niedrigsten P-Konzentrationen zeigte Typha latifolia mit mittleren Werten zwischen 2,18 g/kg
TS und 2,32 g/kg TS (Abbildung 29). Ähnlich hohe P-Konzentrationen traten in Carex riparia
auf, die durchschnittlich 2,2 g/kg TS bis 2,48 g/kg TS betrugen. Glyceria maxima wies
dagegen im Mittel etwas höhere P-Gehalte von 2,37 g/kg TS bis 3,15 g/kg TS auf. Tabelle 17
zeigt, zwischen welchen Standorten sich der Phosphatgehalt der jeweiligen Arten signifikant
unterschied.
Tabelle 17: Signifikanztest der Phosphatgehalte der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
CBa CBb CZc CZd GBa GBb GZc GZd TBa TBb TZc TZd
- s s n CBa - s s s GBa - n n n TBa
s - s n CBb s - s s GBb s - n n TBb
n s - s CZc s s - n GZc n n - n TZc
n n s - CZd s s n - GZd s n n - TZd
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d, n = Unterschied ist nicht signifikant,
s = Unterschied ist signifikant, α = 0,5, t = 2,31)

50 4. Untersuchungsergebnisse
Phosphor [g/kg]
3,4
3,2
3,0
2,8
2,6
2,4
2,2
2,0
1,8
N =
8
CBa (5+/4)
8
CBb (6+/5)
8
CZc (5+/4)
8
CZd (5+/+)
8
GBa (5+/+)
8
GBb (6+/5)
Probeentnahmestelle
Abbildung 29: Phosphatgehalt von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia an
ausgewählten Standorten
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d)
Tabelle 18: Signifikanztest der N/P-Verhältnisse der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
CBa CBb CZc CZd GBa GBb GZc GZd TBa TBb TZc TZd
- n s s CBa - s s s GBa - n n n TBa
n - s n CBb s - s s GBb n - n s TBb
n s - s CZc s n - n GZc n n - s TZc
s s s - CZd s s n - GZd n s s - TZd
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d, n = Unterschied ist nicht signifikant,
s = Unterschied ist signifikant, α = 0,5, t = 2,31)
Die N/P-Verhältnisse der Biomasse waren an allen untersuchten Standorten gering. Das
N/P-Verhältnis von Typha latifolia unterschied sich nicht signifikant von Carex riaparia.
Ansonsten ergaben sich zwischen den Arten signifikante Unterschiede (Tabelle 21). Für
Carex riparia wurden mittlere N/P-Werte von 6,48 bis 7,4 festgestellt. Etwas geringere N/P-
Verhältnisse wies Typha latifolia mit mittleren Werten zwischen 6,43 und 6,9 auf. Die
kleinsten N/P-Werte erreichte Glyceria maxima, die im Mittel zwischen 4,72 und 5,52 lagen.
Tabelle 18 verdeutlicht die Ausbildung signifikanter Unterschiede der N/P-Verhältnisse von
8
GZc (5+/+)
8
GZd (6+/5)
8
TBa (5+/+)
8
TBb (6+/5)
8
TZc (5+/+)
8
TZd (6+/+)

4. Untersuchungsergebnisse 51
Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia zwischen den jeweiligen
Beprobungsstandorten.
Das C/P-Verhältnis schwankte sowohl zwischen den Arten selbst, als auch innerhalb einer
Art deutlich. Zwischen dem C/P-Verhältnis von Carex riparia und Typha latifolia bestanden
keine signifikanten Unterschiede. Ansonsten unterschied sich das C/P-Verhältnis zwischen
den Arten signifikant (Tabelle 21). Sehr geringe C/P-Verhältnisse wies Glyceria maxima auf,
mit mittleren Werten zwischen 136,93 und 188,92. Für Carex riparia wurden im Mittel C/P-
Verhältnisse von 182,88 bis 208,73 an den unterschiedlichen Standorten festgestellt. Typha
latifolia zeigte ähnlich hohe Werte, die im Mittel zwischen 185,35 und 203,19 lagen. Tabelle
19 zeigt, zwischen welchen Standorten sich das C/P-Verhältnis der jeweiligen Arten
signifikant unterschied.
Tabelle 19: Signifikanztest der C/P-Verhältnisse der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
CBa CBb CZc CZd GBa GBb GZc GZd TBa TBb TZc TZd
- s s n CBa - s s s GBa - n s s TBa
s - s n CBb s - s s GBb s - n n TBb
s s - s CZc s s - n GZc s n - n TZc
n n s - CZd s s n - GZd s n n - TZd
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d, n = Unterschied ist nicht signifikant,
s = Unterschied ist signifikant, α = 0,5, t = 2,31)
Kaliumgehalt
Auffällig war, dass an den einzelnen Beprobungsflächen sehr unterschiedliche K-
Konzentrationen erreicht wurden (Abbildung 30). Außerdem wiesen die Arten untereinander
signifikante Unterschiede auf (Tabelle 21). Die geringsten K-Konzentrationen zeigte Glyceria
maxima mit mittleren Werten zwischen 7,64 g/kg TS und 12,01 g/kg. Typha latifolia wies im
Mittel etwas höhere K-Gehalte mit Werten von 11,56 g/kg TS bis 23,71 g/kg TS auf. Die
insgesamt höchsten durchschnittlichen K-Gehalte konnten mit 17,55 g /kg TS bis 21,97 g/kg
TS für Carex riparia ermittelt werden. Tabelle 20 zeigt, zwischen welchen Standorten sich
der K-Gehalt der jeweiligen Arten signifikant unterschied.
Tabelle 20: Signifikanztest der Kaliumgehalte der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
CBa CBb CZc CZd GBa GBb GZc GZd TBa TBb TZc TZd
- s s s CBa - s s s GBa - s s s TBa
s - n n CBb s - n n GBb s - n s TBb
s n - n CZc s n - s GZc s n - s TZc
s n n - CZd s s s - GZd s s s - TZd
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d, n = Unterschied ist nicht signifikant,
s = Unterschied ist signifikant, α = 0,5, t = 2,31)

52 4. Untersuchungsergebnisse
Kalium [g/kg]
30
20
10
0
N =
8
CBa (5+/4)
8
CBb (6+/5)
8
CZc (5+/4)
8
CZd (5+/+)
8
GBa (5+/+)
8
Probeentnahmestelle
Abbildung 30: Kaliumgehalt von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia an
ausgewählten Standorten
(CBa = Carex riparia-Probefläche Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Probefläche Bugewitz b, CZc = Carex riparia-Probefläche
Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Probefläche Zartenstrom d, GBa = Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz a, GBb =
Glyceria maxima-Probefläche Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Probefläche Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-
Probefläche Zartenstrom d, TBa = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Probefläche Bugewitz b, TZc =
Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Probefläche Zartenstrom d)
Tabelle 21: Signifikanztest unterschiedlicher Parameter zwischen Carex riparia, Glyceria
maxima und Typha latifolia
Standing crop Kohlenstoffgehalt Stickstoffgehalt Phosphatgehalt
C G T C G T C G T C G T
- s s C - s s C - s s C - s s C
s - s G s - s G s - s G s - s G
s s - T s s - T s s - T s s - T
Kaliumgehalt C/N-Verhältnis C/P-Verhältnis N/P-Verhältnis
C G T C G T C G T C G T
- s s C - s s C - s n C - s n C
s - s G s - s G s - s G s - s G
s s - T n s - T n s - T s s - T
(C = Carex riparia, G = Glyceria maxima, T = Typha latifolia, n = Unterschied ist nicht signifikant, s = Unterschied ist signifikant,
α = 0,5, t = 2,31)
GBb (6+/5)
8
GZc (5+/+)
8
GZd (6+/5)
8
TBa (5+/+)
8
TBb (6+/5)
8
TZc (5+/+)
8
TZd (6+/+)

4. Untersuchungsergebnisse 53
4.4. Vegetation
Die rezente floristische Ausstattung des Untersuchungsgebietes ist Resultat einer über
Jahrhunderte währenden anthropogenen Nutzung. Insbesondere die tiefgreifenden
Entwässerungsaktivitäten des 19. und 20. Jahrhunderts wirkten modifizierend auf Boden,
Mesoklima und Trophie. Gleichzeitig begann sich die Vegetation zu ändern. Im folgenden
Kapitel soll durch die Auswertung von Literaturdaten und der eigenen Untersuchungen der
Zustand von Vegetation und Standort vor der Wiedervernässung 1994, nach der Vernässung
1998 und nach sechsjähriger Überflutungsdauer 2003 gekennzeichnet werden.
4.4.1. Die Vegetation vor der Wiedervernässung
Einen Überblick über die Vegetation der ehemaligen Grünlandbereiche des Anklamer
Stadtbruches vor der Überflutung gibt VOIGTLÄNDER (1994) im Rahmen der
vegetationskundlichen Kartierung des Großschutzgebietes Peenetal-Landschaft. Mit der
flächenhaften Extensivierung zu Beginn der 1990er Jahre setzte in Abhängigkeit von der
standörtlichen Differenzierung bereits eine Veränderung des Vegetationsbildes ein (PRAGER
2000).
Tabelle 22 und die Abbildung 31 veranschaulichen, dass vor der Überflutung polytrophe
Standorte der Wasserstufe 2+ und 3+ dominierten. Mäßig nasse, mesotrophe bis eutrophe
Standorte kamen nur noch kleinflächig vor.
Der weitaus größte Teil des Grünlandes wurde von stark entwässerten Saatgrasländern
eingenommen (Tabelle 22/Abbildung 31). Im Polder Bugewitz überwogen Brennnessel-
Knaulgras-Saatgrasländer an mäßig feuchten Standorten. Daneben kamen an feuchten
Standorten Rohrglanzgras-Saatgrasländer mit Feuchtezeigern wie Juncus effusus, Rorippa
palustris und Poa palustris vor. Vereinzelt waren noch Arten wie Achillea ptarmica,
Anthoxanthum odoratum, Carex elata, Cirsium oleraceum, Inula brittanica und Lychnis floscuculi
nachweisbar (VOIGTLÄNDER 1994). Die Rohrglanzgras-Saatgrasländer herrschten
außerdem im Polder Zartenstrom und Kamp-Ost vor und nahmen ferner im Polder
Rosenhagen größere Bereiche ein.
Tabelle 22: Vegetationseinheiten und Standortparameter des Grünlandes im Anklamer
Stadtbruch vor der Wiedervernässung (GREMER et al. 2000, nach den Vegetationseinheiten von
VOIGTLÄNDER 1994, verändert )
Vegetation
Brennnessel-Knaulgras-
Saatgrasland
Wasserregime
Wasserstufe
Trophie
G 2+ polytroph
Rohrglanzgras-Saatgrasland G 3+ polytroph
Kriechhahnenfuß-
Kohldistelwiese
Wiesenknopf-
Pfeifengraswiese
Knickfuchsschwanz-
Flutrasen
G 3+ eutroph
G 3+ mesotroph
G 4+ eutroph
(G = Grundwasserregime, Flächengröße geschätzt)
Säure-Basen-
Stufe
subneutral –
neutral
subneutral –
neutral
subneutral –
neutral
subneutral –
neutral
subneutral –
neutral
Flächenanteil
170 ha
210 ha
Zu den gefährdeten Vegetationsformen gehörten die Kriechhahnenfuß-Kohldistelwiese sowie
die Wiesenknopf-Pfeifengraswiese. Diese Feuchtwiesen waren bis zur Einpolderung die
dominierenden Vegetationstypen. Sie gingen aus weniger intensiv genutzten, schwach bis
mäßig entwässerten Seggenrieden hervor. Die Kriechhahnenfuß-Kohldistelwiesen bildeten
dabei den größten Anteil mit Schwerpunkt im Polder Rosenhagen. Bezeichnende Arten
dieser Vegetationsform waren unter anderem Lycopus europaeus, Lysimachia vulgaris,
30 ha
4 ha
8 ha

54 4. Untersuchungsergebnisse
Ranunculus flammula oder Hypericum tetrapterum (VOIGTLÄNDER 1994). Es handelte sich
insgesamt um durch eine zunehmende Eutrophierung bereits stark verarmte Bestände.
Die Wiesenknopf-Pfeifengraswiese stellte die naturnahste Vegetationsform dar. Sie konnte
allerdings nur noch fragmentarisch an zwei Flächen am Übergang des Grünlandes zum
Wald bei Rosenhagen nachgewiesen werden. Zahlreiche Rote-Liste-Arten wie Serratula
tinctoria, Laserpitium prutenicum, Galium borreale, Molinia caerulea, Centaurea jacea, Carex
panicea, Potentilla erecta, Dactylorhiza majalis, Gentiana pneumonanthe und Rhinantus
serotinus waren für diese Standorte kenntlich (ebd. 1994). Haffseitig, an den Deich
anschließend, wurde von GRÜNBAUER & CHEUNG (1994) ein Flutrasen mit Alopecurus
geniculatus kartiert.
Abbildung 31: Vegetationsformen im Anklamer Stadtbruch 1994 (GREMER et al. 2000,
Kartenbasis GRÜNBAUER & CHEUNG 1994 und VOIGTLÄNDER 1994, verändert)
4.4.2. Die Vegetation unmittelbar nach der Wiedervernässung 1998
Eine grobe Kennzeichnung der Vegetationsentwicklung des gesamten
Überflutungsgrünlandes unmittelbar nach der Vernässung erfolgt in der
Umweltverträglichkeitsstudie von NEUHAUS & PARTNER (1999). In PRAGER (2000) ist
dagegen eine genaue Charakterisierung der Vegetation und der Standortverhältnisse auf
ausgewählten Teilflächen des Anklamer Stadtbruches für die Jahre 1997 und 1998 zu finden
(s. Tabelle 23). Die sich in einem hochdynamischen Zustand befindende Vegetation wurde
mit Hilfe der Ausscheidung von Initialstadien bestimmten Vegetationsformen versuchsweise
zugeordnet (vgl. PRAGER 2000). Weitere vegetationskundliche Untersuchungen erfolgten in
den Poldern Rosenhagen und Bugewitz durch NEUMANN (2001).
Nach NEUHAUS & PARTNER (1999) setzte in den entstandenen Flachgewässern der
verschiedenen Polder entsprechend der Trophie und der Wassertiefe eine unterschiedliche
Vegetationsentwicklung ein. Es herrschten jedoch polytraphente Pflanzenbestände vor. In

4. Untersuchungsergebnisse 55
der Regel handelte es sich um Fazies von in Ausbreitung begriffenen Pflanzenarten. Die
Offenwasseranteile waren noch sehr groß.
Der Polder Zartenstrom zeigte 1998 die am weitesten fortgeschrittene
Vegetationsentwicklung. Er war nahezu vollständig von Röhrichten eingenommen. Arten wie
Typha latifolia und Phalaris arundinacea dominierten. Daneben trat Phragmites australis
bereits kleinflächig als Faziesbildner auf. In durch Mikroreliefierung bedingten tiefer
liegenden Wasserflächen waren Monodominanzbestände von Lemna minor ausgebildet.
Weitere häufige Faziesbildner waren Acorus calamus, Alisma plantago-aquatica, Glyceria
maxima und Carex acutiformis (NEUHAUS & PARTNER 1999). Höher gelegene Standorte mit
Wasserständen in Flur wiesen noch Reste ehemaliger Saatgrasland-Gesellschaften und
Feuchtwiesen auf. Dazu gehörten Arten wie Achillea ptarmica, Anthriscus sylvestris,
Glechoma hederacea, Lathyrus pratensis, Dactylis glomerata, Ranunculus acris und
Trifolium repens. Die einleitende Entwicklung dieser Bestände zu Hochstaudenfluren
zeigten Arten wie Symphytum officinale, Eupatorium cannabinum, Lysimachia vulgaris und
Urtica dioica an. Offene Schlammflächen wurden stark von Bidens cernua und Rorippa
amphibia frequentiert (ebd. 1999). PRAGER (2000) beschreibt für das Jahr 1997 für ein
Teilgebiet am Zartenstrom zusätzlich Faziesbildungen von Carex riparia, Eleocharis
palustris, Schoenoplectus tabernaemontani, Glyceria fluitans und Juncus effusus.
Angegeben wurden folgende eng miteinander verzahnte Vegetationsformen: Teichsimsen-
Schilf-Wasserried, Schmalblattrohrkolben-Wasserried, Zungenhahnenfuß-Großseggenried,
Wasserschierling-Großseggenried, Wasserkressen-Rohrkolben-Schilfried und Mädesüß-
Kohldistel-Staudenflur (Anhang 11). Für 1998 weist PRAGER (2000) auf Grund stark erhöhter
Wasserstände auf den Ausfall von Schlammpionieren und Arten des Grünlandes hin. Sie
konnte eine starke Ausbreitung von Lemna minor und Lemna gibba feststellen.
Der sehr tief liegende Polder Kamp-Ost zeigte nach Schilderungen von NEUHAUS &
PARTNER (1999) im Jahr 1998 noch großflächig Offenwasserflächen. In wenigen Bereichen
kamen die Röhrichtbildner Typha latifolia, Phragmites australis und Phalaris arundinacea
vor. Auch Juncus effusus war häufig anzutreffen. Die Wasserflächen wurden von dichten
Schwimmdecken aus Lemna minor, Polygonum amphibium und vereinzelt Spirodela
polyrhiza bedeckt.
Für den Polder Rosenhagen können für diesen Zeitraum wegen seiner ebenfalls sehr tiefen
Lage ähnliche Bedingungen angenommen werden. PRAGER (2000) beschreibt 1998 den
nordöstlichen Teil des Polders als Flachgewässer mit ausgeprägter Wasserlinsendecke.
Vereinzelt traten Dominanzbildner wie Phragmites australis, Typha latifolia und Sparganium
erectum auf. Außerdem konnten die ersten aquatischen Pflanzenarten wie Myriophyllum
verticilliatum und Utricularia vulgaris nachgewiesen werden (vgl. auch NEUMANN 2001). In
weniger stark überstauten Bereichen kamen Arten wie Carex acutiformis und Carex disticha
vor (NEUHAUS & PARTNER 1999).
Im nur partiell überfluteten Polder Bugewitz kamen neben ausgedehnten Schwimmdecken
aus Lemna minor und Hydrocharis morsus-ranae Schwebegesellschaften aus Lemna trisulca
vor. Zwischen Schilf- und Rohrkolbenfazies wuchsen auf flacheren Stellen auch
ausgedehnte Horste von Carex acuta und Carex disticha (ebd. 1999, NEUMANN 2001).
Größere Wasserflächen wurden von Polygonum amphibium eingenommen. In den südlichen
Bereichen traten Röhrichte mit Glyceria maxima und Schwimmdecken aus Hydrocharis
morsus-ranae auf (NEUMANN 2001). Am Deichrand des Mühlgrabens wuchsen noch einige
Feuchtwiesenarten wie Carex disticha, Inula brittanica, Eleocharis uniglumis und Stellaria
graminea.

56 4. Untersuchungsergebnisse
Tabelle 23: Vegetationsformen im Anklamer Stadtbruch 1997/98 (nach PRAGER 2000)
Vegetationsform
Teichsimsen-Schilf-
Wasserried
Schmalblattrohrkolben-
Wasserried
Zungenhahnenfuß-
Großseggenried
Wasserschierling-
Großseggenried
Wasserkressen-
Rohrkolben-Schilfried
Mädesüß-Kohldistel-
Staudenflur
Wasserstufe
Wasserregimetyp
6+ T
Trophie
eutroph
kräftig-reich
Säure-Basen-
Stufe
Flächenanteil
subneutral 30 ha
6+ T polytroph sauer-subneutral 50 ha
5+ T
5+ T
eutrophkräftigeutrophreich
sauer-subneutral 5 ha
sauer-subneutral 20 ha
5+ T polytroph sauer-subneutral 120 ha
3+ G
eutrophreich
subneutral 0,5 ha
(T = topogenes Wasserregime, G = Grundwasserregime, Flächenanteil geschätzt)
4.4.3. Die Vegetation im Untersuchungszeitraum
Die im UG vorhandenen Vegetationseinheiten konnten überwiegend relativ eindeutig ins
Vegetationsformenkonzept eingeordnet werden. Artengruppen und Vegetationsformen
wurden unverändert nach KOSKA et al. (2001b) benannt. Neben stabilen Vegetationsformen,
kamen aber auch noch artenarme Vegetationsstadien vor, die erst wenige Arten der sich
entwickelnden Vegetationsform aufwiesen. Arten der Ausgangsvegetation waren i. d. R.
nicht mehr vorhanden. Diese Einheiten wurden als Initialphasen bezeichnet.
Im UG konnten fünf Vegetationsformen nachgewiesen werden, die eine Vielzahl
unterschiedlichster Faziesbildungen aufwiesen. Die genaue Abgrenzung und
Zusammensetzung der verschiedenen Vegetationstypen geht aus Anhang 6 hervor. Im
folgenden Kapitel werden alle im UG vorhandenen Vegetationsformen beschrieben. Die
Standortskennzeichnung hinsichtlich Trophie, Wasser- und Säure-Basen-Stufe wurde nach
eigenen Ergebnissen vorgenommen und richtet sich nach KOSKA et al. (2001b). Die
Übersichtstabellen fassen die eigenen Ergebnisse zusammen. Bioindikatorisch abgeleitete
Aussagen werden mit B gekennzeichnet. Gemessene Parameter werden mit M bezeichnet.
Artengruppen und Faziesbildner werden nach dem Feuchtegradienten angeordnet.
4.4.3.1. Wasserriede: (Wasserstufe 6+)
1. VF: Teichsimsen-Schilf-Wasserried
Vegetation: Das Teichsimsen-Schilf-Wasserried ist im UG sehr formenreich. Bis auf geringe
Flächenanteile von Phragmites australis, Polygonum amphibium und selten Juncus effusus
ist die Ausgangsvegetation komplett abgestorben, so dass die Vegetationsform z. T. noch in
Form artenarmer Initialphasen auftritt. Charakteristisch ist eine deutlich ausgeprägte
Submersvegetation aus Ceratophyllum submersum und C. demersum, die Deckungsgrade
von bis zu 95 % erreichen können (Abbildung 32). Auch Arten der Schwimmdecken wie
Lemna minor, Spirodela polyrhiza und Hydrocharis morsus-ranae kommen mit hoher
Stetigkeit vor. Kennzeichnend für Bestände der typischen Ausbildung ist das Vorherrschen
unterschiedlichster Röhricht- und Riedbildner, die in der Regel zu starker Faziesbildung
neigen. Nachfolgend sind die wichtigsten im UG vorherrschenden Initialphasen aufgelistet.
● Initialphase mit Fadengrünalgen
● Initialphase mit Spirodela polyrhiza und Lemna minor
● Initialphase mit Hydrocharis morsus-ranae
● Initialphase mit Polygonum amphibium
● Initialphase mit Ceratophyllum submersum
● Initialphase mit Ceratophyllum demersum

4. Untersuchungsergebnisse 57
Die Artengruppenzusammensetzung des Teichsimsen-Schilf-Wasserrieds weicht etwas von
KOSKA et al. (2001b) ab. Im UG wurden auch noch Schoenoplectus tabernaemontani,
Bolboschoenus maritimus, Eleocharis palustris, Juncus effusus und die Carex disticha-
Gruppe zu dieser Vegetationsform gestellt (vgl. PRAGER 2000, LEIN 2001, SCHULZ 2002,
VEGELIN & SCHULZ, in Vorb.)
Physiognomie Mosaikartige Strukturen aus Schwimmdecken, Schwebematten, Klein- und
Großröhrichten in bis zu 80 cm tiefen Flachgewässern mit schlammigem Untergrund,
die in sehr verschiedenen Anteilen einander abwechseln oder sich überlagern. Die
Kennzeichnende
Artengruppen
offeneren Bereiche überwiegen noch.
Utricularia vulgaris-Gr., Hydrocharis morsus-ranae-Gr., Spirodela polyrhiza-Gr.,
Lemna minor-Gr., Lemna trisulca-Gr., Typha angustifolia, Typha latifolia-Gr., Rorippa
amphibia-Gr., Schoenoplectus tabernaemontani, Bolboschoenus maritimus-Gr.,
Glyceria maxima, Ranunculus sceleratus-Gr., Carex disticha-Gr., Juncus effusus-Gr.,
Phragmites australis-Gr., Phalaris arundinacea-Gr.
Fazies-Bildner Grünalgen, Hydrocharis morsus-ranae, Spirodela polyrhiza, Ceratophyllum
demersum, Lemna minor, Ceratophyllum submersum, Typha angustifolia, Typha
latifolia, Sparganium erectum, Schoenoplectus tabernaemontani, Bolboschoenus
maritimus, Glyceria maxima, Carex acutiformis, Polygonum amphibium, Phragmites
Wasserstufen-
Ausbildung
australis, Carex riparia
B: 6+, (5+) , M: 6+/+, 6+/5+
Wasserregimetyp B: topogen durch brackiges Überflutungswasser, mit typischer Ausbildung Tt,
wechselnasser Ausbildung Tw und küstenüberfluteter Ausbildung Tk
Trophie-Stufe B: eutroph-kräftig bis eutroph-reich
Säure-Basen-Stufe B und M: subneutral-kalkreich Durchschn. Deckung 85 %
Überstaudauer ganzjährig Vernässungsdauer 6 Jahre
Durchschn. Artenzahl 6 Geländehöhe -83 bis -22 cm HN
Max. Bestandshöhe 340 cm Schlammmächtigkeit 2 bis 13 cm
Standort: Das Teichsimsen-Schilf-Wasserried kennzeichnet flach aquatische Standorte. Das
Auftreten von Spirodela polyrhiza, Hydrocharis morsus-ranae, Utricularia vulgaris,
Potamogeton natans und Myriophyllum verticilliatum verweist nach KOSKA et al. (2001b) auf
eutrophe Bedingungen. Fast alle Arten der Röhrichte, Schwimmdecken und Schwebematten
kennzeichnen topogene Verhältnisse. Das häufigere Vorkommen von Bolboschoenus
maritimus und Schoenoplectus tabernaemontani, vor allem am Zartenstrom, lässt jedoch
eine leichte Überprägung durch Küstenüberflutung vermuten. Außerdem widerspiegeln sie
den Brackwassereinfluss im Gebiet (PRAGER 2000). Während die Ausbildung nasser
Standorte von Arten der Schwimmdecken und Schwebematten sowie von Typha latifolia, T.
angustifolia und Phragmites australis beherrscht wird, weist die Ausbildung typischer
Standorte zusätzlich Arten wie Sparganium erectum, Schoenoplectus tabernaemontani oder
Acorus calamus auf. Die Ausbildung trockener Standorte besteht aus mosaikartigen
Beständen von Carex riparia und Carex acutiformis. Unter wechselfeuchten Bedingungen
treten auch noch Carex disticha, C. acuta und Juncus effusus mit geringem Flächenanteil
hinzu.
Seinen Verbreitungschwerpunkt hat das Teichsimsen-Schilf-Wasserried in den Poldern
Rosenhagen, Kamp-Ost und Bugewitz. Mit geringerem Flächenanteil kommt es auch am
Zartenstrom vor.

58 4. Untersuchungsergebnisse
Abbildung 32: Teichsimsen-Schilf-Wasserrried, Initialphase mit Ceratophyllum submersum
Abbildung 33:Teichsimsen-Schilf-Wasserried, Initialphase mit Ceratophyllum demersum

4. Untersuchungsergebnisse 59
Abbildung 34: Teichsimsen-Schilf-Wasserried, Initialphase mit Spirodela polyrhiza und
Myriophyllum verticillatum
Abbildung 35: Teichsimsen-Schilf-Wasserried mit Bolboschoenus maritimus

60 4. Untersuchungsergebnisse
2. VF: Schmalblattrohrkolben-Wasserried
Physiognomie Mosaik aus sehr dichten Röhrichten und Schwimmdecken in bis zu 40 cm tiefen
Flachgewässern mit ausgeprägten Torfschlammdecken ohne ausgebildete
Kennzeichnende
Submersvegetation.
Lemna minor-Gr., Lemna trisulca-Gr., Typha angustifolia, Typha latifolia-Gr., Juncus
Artengruppen
effusus-Gr., Phragmites australis-Gr., Phalaris arundinacea-Gr.
Fazies-Bildner Lemna minor, Lemna gibba, Typha angustifolia, Typha latifolia, Phragmites australis,
Carex riparia
Wasserstufen-
Ausbildung
B: 6+, M: 6+/+, 6+/5+
Wasserregimetyp B: topogenes Flachwasserregime, brackwassergeprägt, mit typischer Ausbildung Tt
und wechselnasser Ausbildung Tw
Trophie-Stufe B: polytroph sehr-reich bis polytroph extrem-reich
Säure-Basen-Stufe B: subneutral-kalkreich,
M: subneutral
Durchschn. Deckung 94 %
Überstaudauer ganzjährig Vernässungsdauer 6 Jahre
Durchschn. Artenzahl 5, insgesamt sehr artenarm Geländehöhe -18 bis -28 cm HN
Max. Bestandshöhe 320 cm Schlammmächtigkeit 2 bis 15 cm
Vegetation: Kennzeichnend für das Schmalblattrohrkolben-Wasserried ist das hochstete
Auftreten von Lemna gibba und Lemna minor, die auch noch kleinflächig Initialphasen mit
nahezu 100 %iger Deckung bilden. Bestände der typischen Ausbildung sind durch wenige
Röhrichtarten geprägt wie Phragmites australis, Typha angustifolia, Typha latifolia und Carex
riparia, die in der Regel sehr hohe Deckungsgrade und eine hohe Produktivität aufweisen.
Abbildung 36: Schmalblattrohrkolben-Wasserried mit Lemna gibba und Typha latifolia
Standort: Das Schmalblattrohrkolben-Wasserried kennzeichnet die flach aquatischen,
polytrophen Standorte mit topogenem Wasserregime (KOSKA et al. 2001b). Die Wasserstufe
6+ wurde abgeleitet, da reine 5+Zeiger fehlten. Da keine ausgesprochenen Eutrophiezeiger
vorkamen, erfolgte die Zuordnung zur Trophiestufe polytroph. Die polytrophe Nährkraftstufe
drückt sich auch abiotisch in den hohen Sulfat- und Orthophosphatgehalten des
Überflutungswassers aus.

4. Untersuchungsergebnisse 61
Das Schmalblattrohrkolben-Wasserried kommt vorwiegend in den stark gesackten Bereichen
des Polders Zartenstrom vor, kleinflächig auch in den südöstlichen Bereichen des Polders
Bugewitz.
4.4.3.2. Riede: (Wasserstufe 5+)
3. VF: Wasserschierling-Großseggen-Ried
Physiognomie Lockere bis dichte Röhrichte mit ausgeprägter Seggenschicht und herausragenden
Kräutern und mäßig stark entwickelten Schwimmdecken und Schwebematten in
Kennzeichnende
Artengruppen
schlammigen Flachgewässern geringer Tiefe.
Utricularia vulgaris-Gr., Hyrocharis morsus-ranae-Gr., Spirodela polyrhiza-Gr.,
Lemna minor-Gr., Lemna trisulca-Gr., Cicuta-virosa-Gr., Typha angustifolia-Gr.,
Typha latifolia-Gr., Rorippa amphibia-Gr., Berula erecta-Gr., Schoenoplectus
tabernaemontani, Bolboschoenus maritimus-Gr., Caltha palustris-Gr., Glyceria
maxima, Ranunculus sceleratus-Gr., Bidens tripartita-Gr., (Carex nigra-Gr.), Carex
disticha-Gr., Juncus effusus-Gr., Glyceria fluitans-Gr., Lythrum salicaria-Gr., Cirsium
oleraceum-Gr., Phragmites australis-Gr., Phalaris arundinacea-Gr., Ranunculus
repens-Gr.
Fazies-Bildner Spirodela polyrhiza, Lemna minor, Tyha latifolia, Sparganium erectum,
Schoenoplectus tabernaemontani, Bolboschoenus maritimus, Eleocharis palustris,
Carex acuta, Carex disticha, Juncus effusus, Carex riparia, Carex acutiformis,
Polygonum amphibium, Phragmites australis, Phalaris arundinacea, Agrostis
Wasserstufen-
Ausbildung
stolonifera, Hippuris vulgaris
B: 5+, M: 6+/5+, 5+/+, 5+/4+
Wasserregimetyp B: topogenes Flachwasserregime, brackwassergeprägt, mit typischer Ausbildung Tt,
wechselnasser Ausbildung Tw und küstenüberfluteter Ausbildung Tk
Trophie-Stufe B: eutroph-reich
Säure-Basen-Stufe B und M: subneutralkalkreich
Durchschn. Deckung 94 %
Überstaudauer langzeitig bis ganzjährig Vernässungsdauer 6 Jahre
Durchschn. Artenzahl 9 Geländehöhe -37 bis 0 cm HN
Max. Bestandshöhe 350 cm Schlammmächtigkeit 0 bis 10 cm
Vegetation: Diese Vegetationsform ist ebenfalls sehr formenreich mit einer Vielzahl
verschiedener Faziesbildungen. Als Arten der Schwimmdecken treten Lemna minor, Lemna
trisulca, Spirodela polyrhiza und Hydrocharis morsus-ranae mit hoher Stetigkeit und
stärkerem Deckungsgrad auf. Mit geringerer Stetigkeit und einer Deckung kleiner 15 % sind
Arten wie Utricularia vulgaris und Ceratophyllum submersum vorhanden. Weitere wichtige
Dominanzarten sind Juncus effusus, Phalaris arundinacea, Carex disticha, Carex acuta,
Bolboschoenus maritimus, Typha latifolia, T. angustifolia, Sparganium erectum,
Schoenoplectus tabernaemontani, Phragmites australis und Eleocharis palustris. Seltener
kommen Cicuta virosa, Rumex maritimus, Bidens cernua und B. tripartita vor. Abweichend
von KOSKA et al. (2001b) wurden auch Hippuris vulgaris, Bolboschoenus maritimus und
Schoenoplectus tabernaemontani zu dieser Vegetationsform gestellt.
Standort: Das Wasserschierling-Großseggen-Ried kennzeichnet nach KOSKA et al. (2001b)
topogene Standorte der Wasserstufe 5+ mit eutroph reichem Status. Es besiedelt
vorwiegend die etwas tiefer liegenden langzeitig überstauten Bereiche. Ausgesprochene 6+
Zeiger kommen nur mit mäßigem Anteil vor. Utricularia vulgaris, Spirodela polyrhiza,
Hydrocharis morsus-ranae, Carex disticha und Carex acuta verweisen nach KOSKA et al.
(2001b) auf eutrophe Bedingungen. Die Vorkommen von Schoenoplectus tabernaemontani,
Bolboschoenus maritimus und Hippuris vulgaris deuten auf den Brackwassereinfluss sowie
auf leichte Überprägung durch Küstenüberflutung hin, ansonsten herrschen Arten vor, die
topogene Verhältnisse anzeigen. Die Ausbildung wechselfeuchter Standorte wird durch hohe
Deckungen von Carex acuta sowie Carex disticha geprägt und enthält geringe Anteile an
Bidens spec. und Rumex maritimus. Dagegen weist die Ausbildung nasser Standorte höhere
Deckungen von Typha latifolia, Hydrocharis morsus-ranae, Spirodela polyrhiza und geringe

62 4. Untersuchungsergebnisse
Vorkommen von Ceratophyllum submersum und Utricularia vulgaris auf. In der Ausbildung
trockener Standorte fehlen dagegen Arten der Schwimmdecken und Schwebematten.
Abbildung 37: Wasserschierling-Großseggen-Ried mit Carex acuta
Abbildung 38: Wasserschierling-Großseggen-Ried mit Carex disticha

4. Untersuchungsergebnisse 63
Abbildung 39: Wasserschierling-Großseggen-Ried mit Hydrocharis morsus-ranae und Carex
acuta
Den größten Anteil hat diese Vegetationsform im südlichen Bereich des Polders Bugewitz.
Mit geringerem Anteil vorkommend, scheint sie sich in den Poldern Kamp-Ost und
Zartenstrom auszubreiten.
4. VF: Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried
Physiognomie Sehr dichte, schwer durchdringbare Bestände aus Typha latifolia mit zahlreichen
Kräutern auf schlammigem Torfsubstrat oder artenarme Bestände aus Phalaris
arundinacea, Carex riparia und Glyceria maxima. Submerse Wasserpflanzen
Kennzeichnende
Artengruppen
kommen nicht mehr vor.
Spirodela polyrhiza-Gr., Lemna minor-Gr., Lemna trisulca-Gr., Typha latifolia-Gr.,
Rorippa amphibia-Gr., Berula erecta-Gr., Galium palustre Agg.-Gr., Glyceria
maxima, Ranunculus sceleratus-Gr., Bidens tripartita-Gr., Juncus effusus-Gr.,
Solanum dulcamara-Gr., Glyceria fluitans-Gr., Lythrum salicaria-Gr., Carex
paniculata-Gr., (Cirsium oleraceum-Gr.), Phragmites australis-Gr., Phalaris
arundinacea-Gr., Juncus inflexus-Gr., Ranunculus repens-Gr., Urtica dioica-Gr.,
Polygonum aviculare-Gr.
Fazies-Bildner Typha latifolia, Acorus calamus, Bidens cernua, Bidens tripartita, Glyceria maxima,
Phalaris arundinacea, Agrostis stolonifera, Polygonum hydropiper
Wasserstufe B: 5+, M: 5+/+, 5+/4+
Wasserregimetyp B: topogen, brackwasserbeeinflusstes Überflutungsregime mit typischer Ausbildung
Tt und wechselnasser Ausbildung Tw
Trophie-Stufe B: polytroph sehr reich bis extrem reich
Säure-Basen-Stufe B: subneutral-kalkreich,
M: subneutral
Durchschn. Deckung 92 %
Überstaudauer langzeitig bis ganzjährig Vernässungsdauer 6 Jahre
Durchschn. Artenzahl 11 Geländehöhe -8 bis 10 cm HN
Max. Bestandshöhe 310 cm Schlammmächtigkeit 0 bis 27 cm
Vegetation: Das Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried ist insgesamt artenreicher als die
zuvor vorgestellten Vegetationsformen. Gelegentlich treten allerdings auch
monodominierende Bestände aus Carex riparia, Phalaris arundinacea oder Glyceria maxima
auf. Neben Lemna minor weisen Typha latifolia, Sparganium erectum, Eleocharis palustris,

64 4. Untersuchungsergebnisse
Juncus effusus, Phragmites australis, Agrostis stolonifera, Carex acutiformis und Acorus
calamus hohe Deckungsgrade auf. Mit hoher Abundanz jedoch geringer Deckung treten
Arten wie Rorippa amphibia, Alisma plantago-aquatica, Bidens cernua, B. tripartita, Rumex
maritimus, Lycopus europaeus, Polygonum hydropiper, und Polygonum amphibium hinzu.
Carex pseudocyperus, Lythrum salicaria, Carex paniculata, Scirpus sylvaticus oder Berula
erecta wurden dagegen nur selten angetroffen.
Standort: Das Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried ist besonders auf ausgeprägten
Schlammböden ausgebildet (vgl. LEIN 2001). Die Arten weisen auf die Wasserstufe 5+ hin.
Strenge 6+ Zeiger fehlen. Carex paniculata, Scirpus sylvaticus und Berula erecta weisen auf
eine geringe Wasserbewegung hin (KOSKA et al. 2001b), ansonsten dominieren Pflanzen
topogener Standorte. Da ausgesprochene Eutrophiezeiger fehlen, wurde dieser
Vegetationseinheit die polytrophe Nährkraftstufe zugeordnet. Agrostis stolonifera, Rumex
maritimus, Ranunculus sceleratus, Eleocharis palustris, Bidens tripartita, B. cernua,
Polygonum hydropiper und Atriplex prostrata charakterisieren die Ausbildung wechselnasser
Standorte. Die Ausbildung nasser Standorte ist durch das Vorherrschen von Lemna minor
und Typha latifolia gekennzeichnet. In der Ausbildung der typischen Standorte fehlt Lemna
minor. Neben Typha latifolia kommen Rorippa amphibia, Alisma plantago-aquatica, Acorus
calamus oder Glyceria maxima verstärkt vor. Die Ausbildung der trockenen Standorte ist
durch die Dominanz von Phalaris arundinacea geprägt. Typha latifolia, Rorippa amphibia,
Alisma plantago-aquatica oder Sparganium erectum fehlen dagegen.
Diese Vegetationsform kommt schwerpunktmäßig im Polder Zartenstrom und den
südöstlichen Bereichen des Polders Bugewitz sowie kleinflächig im Polder Kamp-Ost vor.
Abbildung 40: Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried mit Eleocharis palustris und Typha
latifolia

4. Untersuchungsergebnisse 65
4.4.3.3. Staudenfluren: (Wasserstufe 4+)
5. VF: Nachtschatten-Schilf-Staudenflur
Physiognomie Geschlossene und sehr dichte Dominanzbestände aus Phragmites australis und
Phalaris arundinacea mit Schlinggewächsen an etwas erhöht gelegenen Standorten.
Kennzeichnende Typha latifolia-Gr., Glyceria maxima, Bidens tripartita-Gr., Juncus effusus-Gr.,
Artengruppen
Solanum dulcamara-Gr., Filipendula ulmaria-Gr., Lythrum salicaria-Gr., (Cirsium
oleraceum-Gr.), Phragmites australis-Gr., Phalaris arundinacea-Gr., Agropyron
repens-Gr., Urtica dioica-Gr.,
Fazies-Bildner Phragmites australis, Phalaris arundinacea
Wasserstufe B: 4+, M: 4+/+
Wasserregimetyp B: topogen, brackwasserbeeinflusstes Überflutungsregime mit häufigen Überflutungen
im Winterhalbjahr, wechselnasse Ausbildung Tw
Trophie-Stufe B: polytroph sehr reich bis extrem reich
Säure-Basen-Stufe B: subneutral-kalkreich Durchschn. Deckung 95 %
Überstaudauer kurzzeitig, regelmäßig im Winter Vernässungsdauer 6 Jahre
Durchschn. Artenzahl 14 Geländehöhe > 20 cm HN
Max. Bestandshöhe 197 cm Schlammmächtigkeit -
Vegetation: Die Nachtschatten-Schilf-Staudenflur kennzeichnet sehr hochwüchsige, dichte
Röhrichte aus Phragmites australis und Phalaris arundinacea. Mit höherem Deckungsgrad
treten auch Carex acutiformis und Calamagrostis cannescens auf. Neben Urtica dioica,
Scutellaria galericulata, Lycopus europaeus, Polygonum hydropiper und Atriplex prostrata
kommen häufig Schlinggewächse wie Calystegia sepium, Humulus lupulus sowie Solanum
dulcamara vor.
Abbildung 41: Nachtschatten-Schilf-Staudenflur mit Phragmites australis
Standort: Diese Vegetationsform kennzeichnet nach KOSKA et al. (2001b) topogene
Standorte mit der Wasserstufe 4+. Polygonum hydropiper und Atriplex prostrata weisen auf
eine Überprägung durch Wechselfeuchte hin. Da eutraphente Pflanzenarten fehlen oder nur
mit minimaler Deckung vorkommen, erfolgte eine Zuordnung zur polytrophen Nährkraftstufe.

66 4. Untersuchungsergebnisse
Die Nachtschatten-Schilf-Staudenflur ist nur kleinflächig im Polder Zartenstrom auf
ehemaligen Wegen, stark zerstörten Deichabschnitten sowie unmittelbar an das
Deichsystem anschließend ausgebildet, demnach auf etwas höher exponierten Standorten
mit geringerer Überflutungsdauer.
Einen zusammenfassenden Überblick über die lokale Gliederung der im UG vorhandenen
Vegetationseinheiten gibt Tabelle 24. Die Zahlenwerte sind Stetigkeitsangaben der
verschiedenen Arten. Geringstete Arten wurden nicht berücksichtigt
Tabelle 24: Gekürzte Vegetationstabelle der im Untersuchungsgebiet vorhandenen
Vegetationsformen
Vegetationsform
Wasserstufe
Wasserregimetyp
Trophie-Stufe
Säure-Basen-Stufe
Anzahl der Aufnahmen
Spirodela polyrhiza
Typha angustifolia
Lemna gibba
Hydrocharis morsus-ranae
Ceratophyllum submersum
Schoenoplectus tabernaemontani
Carex acuta
Grünalgenmatten
Lemna minor
Lemna trisulca
Typha latifolia
Carex riparia
Juncus effusus
Phragmites australis
Glyceria maxima
Lycopus europaeus
Carex acutiformis
Polygonum amphibium
Sparganium erectum
Eleocharis palustris
Rumex maritimus
Ranunculus sceleratus
Agrostis stolonifera
Rorippa amphibia
Alisma plantago-aquatica
Bidens cernua
Phalaris arundinacea
Atriplex prostrata
Bidens tripartita
Polygonum hydropiper
Symphytum officinale
Lythrum salicaria
S-W
6+
T
er-sr
sub-ka
6
1
2
6
-
-
-
-
-
6
1
5
3
2
3
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
(S-W = Schmalblattrohrkolben-Wasserried, TS-W = Teichsimsen-Schilf-Wasserried, WG-R = Wasserschierling-Großseggen-
Ried, WRS-R = Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried, NS-S = Nachtschatten-Schilf-Staudenflur, T = topogen, er = extrem
reich, sr = sehr reich, r = reich, k = kräftig, sub = subneutral, ka = kalkreich, ST = Stetigkeit)
TS-W
6+
T
k-r
sub-ka
33
4.4.4. Vegetation der Intensivfläche Zartenstrom
Während sich die IF Zartenstrom 1997 durch ein sehr kleinflächiges Mosaik verschiedener
Faziesbildner auszeichnete (PRAGER 2000), ergab sich 2003 ein deutlich weniger
differenziertes Bild (s. Anhang 11 und 12). Neben kleineren Wasserlinsendecken aus Lemna
gibba und Lemna minor herrschte nun Typha latifolia als wichtigster Faziesbildner vor.
Weitere wichtige Dominanzarten waren auch Carex riparia, Phragmites australis und
Glyceria maxima, die sich sowohl vegetativ als auch generativ ausgebreitet haben. Etwas
häufiger konnten auch Schoenoplectus tabernaemontani und Acorus calamus nachgewiesen
werden, die jedoch keine ausgeprägten Dominanzbestände bildeten. Die Bestände aus
31
4
-
19
22
5
1
17
33
30
11
6
2
6
1
1
2
6
2
2
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
WG-R
5+
T
r
sub-ka
26
8
1
2
12
2
4
13
5
19
12
22
10
16
12
10
4
1
16
2
2
4
4
7
3
5
6
6
1
2
2
2
4
WRS-R
5+
T
er-sr
sub-ka
30
-
-
-
-
-
-
-
-
11
1
14
11
13
6
12
11
2
16
3
2
7
6
3
6
3
11
16
13
11
8
6
4
NS-S
4+
T
er-sr
sub-ka
3
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
1
1
2
2
1
3
2
-
-
-
-
-
-
-
-
-
1
2
1
3
3
1
ST
40
7
8
31
24
9
14
22
69
44
53
31
35
29
24
19
7
38
7
6
11
10
10
9
8
17
23
16
14
13
11
9

4. Untersuchungsergebnisse 67
Juncus effusus und Phalaris arundinacea haben dagegen stark abgenommen.
Calamagrostis epigejos, Deschampsia cespitosa, Agropyron repens oder auch Holcus
lanatus sind aufgrund der hohen Wasserstände vollständig ausgefallen. Außerdem sind alle
Gehölze abgestorben. Wesentlich seltener wurde auch Eleocharis palustris nachgewiesen.
Während im Frühsommer Carex riparia noch größere Flächen dominierte, nahm Typha
latifolia bis zum Ende der Vegetationsperiode beständig zu.
Auf Vegetationsformenebene haben sich nur geringfügige Veränderungen ergeben. Das
Wasserkresssen-Rohrkolben-Schilf-Ried ist neben dem Schmalblattrohrkolben-Wasserried
weiterhin die dominierende Vegetationsform. Initialphasen treten jedoch kaum noch auf.
Etwas ausdehnen konnte sich das Teichsimsen-Schilf-Wasserried. Die Mädesüß-Kohldistel-
Staudenflur konnte nicht mehr nachgewiesen werden. Neu ist dagegen das kleinflächige
Vorkommen der Nachtschatten-Schilf-Staudenflur. Tabelle 25 zeigt die neu eingewanderten
und nicht mehr nachweisbaren Arten der IF Zartenstrom
Tabelle 25: Neu eingewanderte und nicht mehr nachweisbare Arten der Intensivfläche
Zartenstrom
Neu eingewanderte Arten der Intensivfläche Zartenstrom 2003
Spirodela polyrhiza Hydrocharis morsus-ranae Cicuta virosa
Carex pseudocyperus Carex paniculata Sparganium erectum
Bidens cernua Rumex maritimus Typha angustifolia
Rorippa amphibia
Nicht mehr nachweisbare Arten der Intensivfläche Zartenstrom 2003
Glyceria fluitans Myosoton aquaticum Alopecurus geniculatus
Festuca arundinacea Ranunculus repens Rumex crispus
Stellaria graminea Holcus lanatus Rumex acetosa
Calamagrostis epigejos Polygonum persicaria Rumex acetosella
Galium aparine Agropyron repens Alopecurus pratensis
Cirsium arvense Humulus lupulus Salix cinerea
Betula pubescens Alnus glutinosa
4.4.5. Vegetation der Intensivfläche Bugewitz
Auch in der IF Bugewitz traten verschiedene Dominanzbestände auf. Neben dem
Wasserschierling-Großseggen-Ried kam vor allem das Teichsimsen-Schilf-Wasserried in
Form verschiedener Initialphasen vor. Mit geringem Anteil war außerdem das
Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried ausgebildet. In den trockneren Bereichen bildeten
Phalaris arundinacea, Juncus effusus, Carex acuta und C. disticha ausgeprägte
Dominanzbestände. Die stärker überstauten Teile wurden vor allem von Sparganium
erectum, Acorus calamus, Typha angustifolia, Ceratophyllum submersum, Spirodela
polyrhiza, Hydrocharis morsus-ranae und Polygonum amphibium besiedelt. Arten, die
sowohl im 5+ als auch im 6+ Bereich zu Dominanzbildung tendierten, waren Typha latifolia,
Glyceria maxima, Carex riparia und Phragmites australis.

68 5. Diskussion
5. DISKUSSION
5.1. Höhenmessung und Moorschwund
Infolge der langjährigen Intensivnutzung des Gebietes kam es zu einem starken
Moorschwund. Nach STEGEMANN & ZEITZ (2001) bezeichnet Moorschwund die durch
Moorsackung, Schrumpfung und Torfschwund bedingte Abnahme der Moormächtigkeit. Eine
Aussage über den tatsächlich stattgefundenen Moorschwund eines Gebietes kann nur durch
Kenntnis der ursprünglichen Höhe getroffen werden. Für die Zeit vor der Erbauung des
Deiches existieren jedoch keine exakten, flächenbezogenen Höhenangaben, so dass über
den ursprünglichen Zustand des Untersuchungsgebietes nur grobe Schätzungen angestellt
werden können.
MEYER-BODEMANN (1981) geht davon aus, dass die natürliche Höhe des Peene-Haff-
Moores bei Anklam vor 1920 etwa +0,28 m HN betrug. Setzt man ähnliche
Höhenverhältnisse für das ASB voraus, beläuft sich der Moorschwund großflächig auf
mindestens 50 cm. Lokal können allerdings Verluste von bis zu 111 cm angenommen
werden. JANKE (1980) gibt für die meliorierten Flusstalmoore einen durchschnittlichen
Höhenverlust von 0,5 m - 0,8 m für die Zeit von 1900/1930 bis 1980, lokal sogar mehr, an.
THIEL (2000) weist auf einen Niveauverlust von bis zu 1,10 m für die küstennahen
Niedermoorbereiche des Peenetals hin. Nach RATZKE (2000) beträgt der Höhenverlust der
Geländeoberfläche im Peenetal durchschnittlich mehr als 0,45 m für die Zeit zwischen 1964
und 1994. LEHRKAMP (1987) gibt unter Grünlandnutzung einen mittleren jährlichen
Moorschwund von 5 mm – 10 mm an. Tabelle 26 zeigt den Gesamttorfverlust und die daraus
resultierende Immissionsbelastung im ASB.
Tabelle 26: Gesamttorfverlust und Immissionsbelastung im Anklamer Stadtbruch (NEUHAUS &
PARTNER 1999)
Fläche (ha)
NSG Anklamer Stadtbruch und angrenzende Grünländer
1992
Gesamttorfverlust (m³) 11,75 Mio.
Gesamt-C-Immisionen (t) 440 625
Gesamt-CO2-Immisionen (t) 1,6 Mio.
Gesamt-N-Immisionen (t) 29 375
jährliche C-Immissionen (t/ha) 5
gesamt 9960
jährliche CO2-Immisionen (t/ha) 17,5
gesamt 34 860
jährliche N-Immissionen (kg/ha) 100
gesamt 199 200
jährliche N2O-Immissionen (kg/ha) 4
gesamt 7,968
Einen Überblick über die aktuellen Höhenverhältnisse des Anklamer Stadtbruchs
(Abbildung 42) zeigt die Karte von GREMER et al. (2000). Heute befinden sich alle vor- und
nachgelagerten Grünlandflächen des Anklamer Stadtbruches deutlich unter 0 cm HN. Die
maximalen Tiefen belaufen sich auf -90 cm HN (EDOM 2001b). Der stärkste Niveauverlust ist
im Polder Rosenhagen eingetreten. PRAGER (2000) gibt für diesen Polder maximale Tiefen
von -0,49 m HN an. Nach GREMER et al. (2000) liegt der überwiegende Teil dieser Fläche
unter -0,25 m HN. Eigene Messungen ergaben sogar Tiefstwerte von bis zu -0,83 m HN. Da
Durchströmungsmoore im natürlichen Zustand ein Gefälle vom Talrand zum Vorfluter
aufweisen, kann außerdem davon ausgegangen werden, dass die hafffernen Polder

5. Diskussion 69
Rosenhagen und Bugewitz im unentwässerten Zustand im Niveau über den Poldern Kamp
und Zartenstrom lagen. Diese Situation hat sich nun umgekehrt.
Im Polder Kamp-Ost dominieren Höhenverhältnisse von unter -0,25 m HN (GREMER et al.
2000) bei Minimalwerten von -0,43 m HN (NEUHAUS & PARTNER 1999). Auch im
Moorstandortkatalog werden für diesen Polder durchschnittliche Höhen von -0,20 m HN bis -
0,40 m HN angegeben (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993a). Eigene Beobachtungen
wiesen partiell auf noch geringere Höhen hin.
Den geringsten Moorhöhenverlust zeigt der Polder Zartenstrom. Da sich die Moormächtigkeit
dieses Polders nicht von den anderen Poldern unterscheidet (GEOLOGISCHES LANDESAMT
MV 1993a, b) ist dieser geringe Moorschwund vermutlich auf die weniger starke
Entwässerung zurückführen. Nach GREMER et al. (2000) weist der Polder Höhen oberhalb -
0,25 m HN auf. PRAGER (2000) gibt für die IF Zartenstrom durchschnittliche Höhen von -0,3
m HN an. Die tiefsten Bereiche lagen bei -0,41 m HN. Die vom Autor ermittelten Tiefstwerte
erreichten dagegen nur noch Werte von -0,32 m HN. Vermutlich findet durch die extreme
jährliche Biomasseproduktion bereits eine Ablagerung von Organosapropel statt. Weiterhin
ist eine Verlagerung von Torfschlämmen mit dem ein- und ausströmenden
Überflutungswasser denkbar, was zu einer Relieferhöhung geführt haben könnte.
Abbildung 42: Relief im Anklamer Stadtbruch (GREMER et al. 2000)
Die Vorgänge des Torfverzehrs führen besonders bei flachgründigen Mooren zu einer
zunehmenden Mikroreliefierung des Moorkörpers, da sich das mineralische Relief des
Untergrundes „durchzeichnet“ (ZEITZ 2001). Besonders deutlich zu erkennen ist so ein
Mikrorelief noch im Polder Zartenstrom, wo ein kleinräumiger Wechsel zwischen schwächer
und stärker überstauten Flächen erfolgt. In den anderen Poldern wird dieses Mikrorelief
zumeist durch ganzjährig sehr hohe Wasserstände überdeckt.

70 5. Diskussion
5.2. HYDROLOGIE
5.2.1. Veränderung der Wasserstufen nach der Wiedervernässung
Tabelle 27: Vergleich der Wasserstufen 1994 (GREMER et al. 2000) und 2003/04 im
Untersuchungsgebiet
Polder Wasserstufe 1994 Wasserstufe 2003/04
Bugewitz 2+ (165 ha), 3+ (20 ha)
5+/4+ (30 ha), 5+/+ (20 ha), 6+/5+ (35 ha),
6+/+ (100 ha)
Rosenhagen 3+ (61 ha) 6+/5+ (2 ha), 6+/+ (59 ha)
Kamp-Ost 3+ (112 ha)
4+/+ (< 0,5 ha), 5+/+ (15 ha), 6+/5+ (7 ha),
6+/+ (90 ha)
Zartenstrom 3+ (56 ha)
4+/+ (< 1 ha), 5+/+ (35 ha), 6+/5+ (5 ha),
6+/+ (15 ha)
(Flächenanteil der Wasserstufen geschätzt)
Die Gegenüberstellung der Wasserstufen zeigt, dass im UG nach der Wiedervernässung
eine Wasserstufenerhöhung um 2 bis 4 Stufen erfolgt ist (Tabelle 27). Im
Moorstandortkatalog (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993a, b) werden für die Polder
Kamp und Zartenstrom für 1993 Grundwasserstände von 30 cm - 40 cm unter Flur
angegeben, was in etwa der Wasserstufe 3+ entspricht. Für die Polder Rosenhagen und
Bugewitz werden etwas tiefere Grundwasserstände von 30 cm - 60 cm unter Flur
beschrieben. Dies entspricht den Wasserstufen 3+ und 2+. Auch GREMER et al. (2000)
geben für den Polder Bugewitz für 1994 überwiegend die Wasserstufe 2+ an. In den Poldern
Rosenhagen, Kamp-Ost und Zartenstrom betrug die Wasserstufe durchgängig 3+. Demnach
ist die Wasserstufenerhöhung im Polder Bugewitz mit großflächig 4 Stufen am größten. In
den Poldern Rosenhagen und Kamp-Ost stiegen sie um 3 Stufen. Begünstigt durch seine
höhere Lage ist die Erhöhung der Wasserstufen um überwiegend 2 Stufen im Polder
Zartenstrom am geringsten.
5.2.2. Der Einfluss der Haffwasserdynamik im Untersuchungsgebiet
Das Wasserregime der Untersuchungsflächen wird vor allem durch die Dynamik des Haffs
bestimmt. Die Intensität der Wasserstandsschwankungen, Überflutungshäufigkeiten und
Wasserspiegelhöhe sind weiterhin vom Ausmaß der Pufferung der einzelnen Flächen
abhängig, dass neben dem Zustand des umschließenden Deichs auch von
Fließmöglichkeiten im Gebiet geprägt wird. Damit ergeben sich für die verschiedenen
Polderflächen des Untersuchungsgebietes unterschiedliche Entwicklungsmöglichkeiten.
Polder Bugewitz
Der Polder Bugewitz stellt gegenwärtig die Fläche mit dem stärksten Pufferungsgrad dar.
Hochwasserereignisse des Haffs treten hier mit maximaler zeitlicher Verzögerung auf. Damit
das Überflutungswasser diesen Polder erreichen kann, muss es zunächst die Polder Kamp-
Ost und Rosenhagen bzw. das gesamte Stadtbruch durchqueren. Außerdem muss der
Haffwasserspiegel eine bestimmte Höhe erreichen und das Hochwasserereignis eine
gewisse Zeit andauern. Kleinere und kürzer währende Hochwässer zeigen dagegen keine
Wirkung auf diese Fläche. Wenn der Polder Rosenhagen aufgefüllt ist, kann das
Überflutungswasser großflächig über den Rosenhäger Damm einströmen. Da im Haff im
Sommerhalbjahr i. d. R. Hochwässer geringerer Intensität und Dauer vorherrschen, ist die
Wasserauffüllung des Polders vor allem von Herbst- und Winterhochwasserereignissen
abhängig. Im Sommer kommt es dagegen aufgrund der starken Pufferung und damit
unzureichender Wassernachlieferung zu einem transpirationsbedingten Wasserdefizit, was
den Wasserspiegel bis auf -24 cm HN absinken lässt. Besonders hoch ist dieser Verlust in
geschlossenen Röhrichtbeständen, wo im Vergleich zu offenen Wasserflächen der

5. Diskussion 71
Wasserspiegel bis zu 6 cm stärker abfällt. Diese Bedingungen dürften sich wiederum günstig
auf die Keimung verschiedener Ried- und Röhrichtarten auswirken, da sonst dauerhaft
überstaute Bereiche kurzzeitig trocken fallen können. Insgesamt wird dieser Polder nur
selten von Hochwasserereignissen erreicht. Diese dauern dann jedoch hier länger an als in
den anderen Poldern, da dass Wasser nur über Umwege abfließen kann. Ist der
Wasserspiegel bis auf eine Höhe von etwa +10 cm HN abgesunken, tritt eine Stagnation ein,
da der Rosenhäger Damm und das nachgelagerte Stadtbruch dann hydrologisch trennend
wirken. Mit Werten bis maximal +30 cm HN fallen die Hochwasserspitzen des Haffs deutlich
geringer aus als in den anderen Poldern. Die maximale Amplitude der
Wasserstandschwankungen ist mit 55 cm bei einer starken Pufferung allerdings ziemlich
hoch, da die Anbindung ans Haff sehr lang unterbunden sein kann und
Transpirationsverluste nicht ausgeglichen werden. Über das Jahr verteilt ist die Anzahl der
Schwankungen bei hoher Pufferung jedoch nur sehr gering, so dass die Dynamik insgesamt
als ausgeglichen charakterisiert werden muss. Die hohe sommerliche Wechselfeuchte des
Polders spiegelt sich auch deutlich in der Vegetation wieder. Wechselfeuchtezeiger wie
Eleocharis palustris, Carex acuta, Carex disticha, Agrostis stolonifera, Rumex maritimus oder
verschiedene Bidens-Arten treten z. T. mit hoher Stetigkeit auf.
Polder Rosenhagen
Auch der Polder Rosenhagen weist noch eine deutliche Pufferung auf. Allerdings treten
mäßige Wasserstandsschwankungen vergleichsweise häufiger ein als im Polder Bugewitz.
Hochwasserereignisse weisen außerdem eine geringere zeitliche Verzögerung auf,
erreichen allerdings keine höheren Werte als im Polder Bugewitz. Dagegen sind Hochwässer
hier nur von kürzerer zeitlicher Dauer. Diese Beobachtungen weisen für diesen Polder einen
geringeren Pufferungsgrad aus. Die Fließstrecke des Überflutungswassers ist insgesamt
kürzer, da es nur den Polder Kamp-Ost durchqueren muss. Ein relevanter Wassereinstrom
erfolgt allerdings meist nur entlang des Bahndamms. Aufgrund seiner tiefen Lage ist der
Polder Rosenhagen ganzjährig hoch überstaut, auch bei entsprechenden
Niedrigwasserständen. Zudem besitzt diese Fläche eine wannenartige Form (PRAGER
2000), so dass einem Auslaufen bei anhaltenden Niedrigwässern entgegengewirkt wird. Auf
anhaltende Sommertrockenheit reagiert der Polder nur bedingt mit einer Erniedrigung der
Wasserstände. Bereits mäßige Haffhochwässer können zu einer Bewässerung und somit zu
einem Ausgleich sommerlicher Transpirationsverluste sorgen. So betrug der Wasserstand
während der sommerlichen Trockenperiode nur -10 cm HN und lag damit 14 cm über dem
Wasserstand des Polders Bugewitz. Der Wechselfeuchte-Einfluss ist damit geringer, was
sich auch in einer verminderten maximalen Schwankungsamplitude von 49 cm ausdrückt.
Maximale Niedrigwasserstände von bis zu -19 cm HN treten dagegen nur auf, wenn im Haff
über einen längeren Zeitraum tiefe Wasserstände vorherrschen.
Polder Kamp-Ost
Auch dieser Polder ist nur noch mäßig gepuffert und weist damit Parallelen zum Polder
Rosenhagen auf. Allerdings zeigt sich ein weiter abnehmendes Pufferungsvermögen. Grund
dafür ist die dichtere Lage zum Haff, so dass die Fließstrecke des Überflutungswassers nur
kurz ist. Begünstigend wirkt außerdem, dass das Haffwasser über mehrere Wege in den
Polder gelangen kann. Der größte Wassereinstrom erfolgt über die Plattenstraße vom
Forsthaus bis zum Abzweig Rosenhäger Damm. Bei größeren Hochwasserereignissen kann
das Wasser sogar in breiter Front eintreten. Ein weiterer Einstrom ist an der ehemaligen
Schleuse des Flutgrabens möglich. Zusätzlich ist ein dauerhafter Wasseraustausch
unterirdisch über Grabenverbindungsrohre gegeben. Charakteristische Erosionsrinnen
entlang des Haffdeichs verdeutlichen weiterhin, dass bei entsprechenden Haffhochwässern
auch eine Überspülung des Deichsystems stattfinden kann. Über den Pufferungsgrad der
Polder kann außerdem der maximal erreichbare Wasserstand Auskunft geben. Im Polder
Kamp-Ost wurden beispielsweise 7 cm höhere Maxima festgestellt als im Polder
Rosenhagen. Im Jahresmittel lag auch der mittlere jährliche Wasserstand mit einem Betrag
von +5,2 cm HN deutlich höher. Für eine geringere Pufferung spricht weiterhin, dass
Wasserspiegelschwankungen insgesamt häufiger und mit höherer Intensität eintreten.

72 5. Diskussion
Polder Zartenstrom
Im Polder Zartenstrom ist der Überflutungscharakter stärker ausgeprägt. Ständige und z. T.
extreme Wasserstandsschwankungen, die mit nur minimaler zeitlicher Verzögerung
auftreten, verweisen auf ein nur noch geringes Pufferungsvermögen. Der rasche und
regelmäßige Wasseraustausch in dieser Fläche erfolgt über zwei Verbindungstellen
zwischen Flutgraben und ehemaligen Entwässerungsgräben. Außerdem kann der Polder
schon bei geringen Hochwässern von etwa 15 cm HN schnell überflutet werden, da hinter
der ehemaligen Schleuse kein Deichsystem vorhanden ist. Des Weiteren ist der
Flutgrabendeich selbst über weite Teile nahezu komplett erodiert, wodurch die
Überflutungsdynamik forciert wird. Mit einer Amplitude von 82 cm waren die Schwankungen
in diesem Polder maximal. Der höchste gemessene Wasserstand von +70 cm HN lag 33 bis
40 cm über dem Höchstwert der anderen Polder. Auch im Jahresdurchschnitt zeigte der
Polder mit +12,2 cm HN den höchsten Wasserstand. Würde man für die gegenwärtig stärker
gepufferten Bereiche des Anklamer Stadtbruchs eine nur noch schwache Pufferung
voraussetzen, bedeutete dies für den Untersuchungszeitraum eine mittlere
Wasserstandserhöhung um 7 bis 12 cm. Allerdings sollte berücksichtigt werden, dass die
Wasserstände des Haffs vor allem im Sommerhalbjahr 2003 ungewöhnlich hoch waren und
auch stärkere Hochwässer als gewöhnlich eintraten. Mit Werten von -12 cm HN zeigte die
Fläche Zartenstrom neben dem Polder Kamp-Ost die geringsten Niedrigwasserstände des
Gebietes, die nur im Frühjahr kurzzeitig auftraten. Dies bedeutet, dass die Mooroberfläche
auch bei schwacher Pufferung im Jahr nur an wenigen Stellen kurzzeitig trocken fällt,
wodurch Mineralisierungsprozesse blockiert werden. Ursache dafür ist, dass der Polder trotz
vorangeschrittener Deichdegradierung ein wannenförmiges Relief besitzt, wodurch ein
rascher Wasserabfluss bei länger anhaltenden Niedrigwasserständen im Haff gehemmt wird.
Abbildung 43: Hochwasser am Zartenstrom im Januar 2004

5. Diskussion 73
5.3. Hydrochemie
5.3.1. Veränderung des pH-Wertes nach der Wiedervernässung
Das Säure-Basen-Verhältnis ist entscheidend für die Ökologie eines Moores. Viele
Nährstoffumsetzungen hängen vom pH-Wert ab (KOPPISCH 2001b), denn er beeinflusst die
Löslichkeit von Nährionen. Vor allem im neutralen und basischen Bereich treten oftmals
hohe Nährstoffgehalte auf (KOSKA 2001b). Nach MARSCHNER (1995) sind hohe pH-Werte
vor allem mit hohen Ca-Gehalten verbunden, jedoch nicht immer mit einer hohen
Verfügbarkeit an Hauptnährstoffen. So kann ein Nährstoffentzug oder ein Überangebot an
Calcium bei hohem pH-Wert eine sehr geringe Nährstoffverfügbarkeit verursachen. In der IF
Bugewitz, die nährstoffärmere Bedingungen aufweist, konnten bei hohen pH-Werten auch
die höchsten Ca-Konzentrationen im Moorwasser festgestellt werden. Auch die geringeren
Orthophosphatkonzentrationen dieser Fläche könnten einen Hinweis darauf geben, dass
Phosphor verstärkt in gebundener Form vorliegt und damit nur eingeschränkt
pflanzenpferfügbar ist.
Tabelle 28: pH-Werte am Zartenstrom und Bugewitz – zeitlicher Vergleich
Fläche Jahr pH-Wert Autor/Jahr
Zartenstrom 1997/98 5,2 (T) PRAGER (2000)
Zartenstrom 1999 6,35 (W) GREMER (1999)
Zartenstrom 2003 7,09 - 7,27 (W) eigene Werte
DP Bugewitz 1999 7,19 (W) GREMER (1999)
DP Bugewitz 2000 7,4 (W) NEUMANN (2001)
IF Bugewitz 2000 6,8 - 7,4 (W) NEUMANN (2001)
DP Bugewitz 2003 7,96 (W) eigene Werte
IF Bugewitz 2003 7,16 - 8,12 (W) eigene Werte
(fett = Mittelwerte, kursiv = Einzelwerte, T = pH-Messung des Torfs, W = pH-Messung des Oberflächenwassers, DP =
Dauerpegel, IF = Intensivfläche,)
Nach HARTER & LUTHARDT (1996a) zeigen die pH-Verhältnisse nach einer
Wiedervernässung nicht gleich Veränderungen gegenüber dem Ausgangszustand. Der
Vergleich mit früheren pH-Untersuchungen im ASB deutet jedoch darauf hin, dass seit 1999
eine leichte Erhöhung der Säure-Basen-Stufe erfolgte (Tabelle 28). Am Zartenstrom konnte
eine Zunahme des pH-Wertes von 6,35 (GREMER 1999) auf im Mittel 7,09 bis 7,27
festgestellt werden. Am Dauerpegel Bugewitz erfolgte eine Erhöhung von 7,19 (GREMER
1999) auf durchschnittlich 7,96. Hier fand großflächig eine Änderung der Säure-Basen-Stufe
von subneutral zu alkalisch statt. Die Erhöhung der pH-Werte geht vor allem auf die
veränderte Wasserspeisung zurück. Während die Flächen zur Zeit der intensiven
Entwässerungen sehr stark vom Niederschlagswasser abhängig waren, unterliegen sie jetzt
vornehmlich dem Haffwassereinfluss.
Auch die Vegetation steht in enger Beziehung zum pH-Wert eines Gewässers. So kann die
Assimilation auftretender Algenblüten, die für das UG typisch sind, zu einem Ansteigen des
pH-Wertes führen (KLAPPER 1992).
5.3.2. Elektrische Leitfähigkeit, Salinität und Chloridgehalt infolge
Wiedervernässung
Die elektrische Leitfähigkeit drückt als Summenparameter den Gesamtgehalt der im Wasser
gelösten Ionen aus. Sie wird im besonderen Maße vom Chloridgehalt beeinflusst, so dass
eine Ableitung von Versalzungsstufen vorgenommen werden kann (SCHLICHTING 1995,
ROWELL 1997, MINASCHINA 1979, PRAGER 2000). Abbildung 44 verdeutlicht, dass im UG

74 5. Diskussion
ein enger linearer Zusammenhang zwischen der elektrischen Leitfähigkeit und der
Chloridkonzentration besteht. Die verschiedenen Leitfähigkeitswerte sind demnach vor allem
auf die wechselnden Chloridgehalte des Überstauwassers zurückzuführen. Nach
SCHLICHTING (1995) befinden sich alle Proben im oligohalinen Bereich. Auch laut
MINASCHINA (1970) lassen sich die Standorte im Mittel als schwach salzhaltig
charakterisieren.
Chlorid [mg/l]
1200
1000
800
600
400
200
0
R²=0,93
0 1000 2000 3000 4000 5000
Elektrische Leitfähigkeit [µS/cm]
Abbildung 44: Beziehung zwischen Chloridgehalt und elektrischer Leitfähigkeit im Anklamer
Stadtbruch
Tabelle 29 gibt einen zeitlichen Vergleich verschiedener Leitfähigkeitsmessungen im UG. Die
vom Autor ermittelten relativ hohen Leitfähigkeiten von 2510 µS/cm bis 3104 µS/cm
entsprechen den Literaturdaten. Weiterhin wird ersichtlich, dass seit 1997 z. T. ein leichter
Anstieg der elektrischen Leitfähigkeiten zu verzeichnen ist. Auch LEIN (2001) fand in
wiedervernässten Poldern des unteren Peenetals eine erhöhte Leitfähigkeit vor.
Tabelle 29: Elektrische Leitfähigkeit am Zartenstrom und Bugewitz – zeitlicher Vergleich
Fläche Jahr Leitfähigkeit [ µS/cm] Autor/Jahr
Zartenstrom 1997 800 - 2100 PRAGER (2000)
Zartenstrom 1999 3643 GREMER (2000)
Zartenstrom 2003 2510 - 3300 eigene Werte
DP Bugewitz 1999 2992 GREMER (1999)
DP Bugewitz 1999 1900 NEUMANN (2001)
IF Bugewitz 2000 1100 - 2000 NEUMANN (2001)
DP Bugewitz 2003 2774 eigene Werte
IF Bugewitz 2003 2774 – 3104 eigene Werte
(fett = Mittelwerte, kursiv = Einzelwerte und Wertspannen, DP = Dauerpegel, IF = Intensivfläche)
Salinitätsmessungen von NEUMANN (2001) im September 2000 ergaben in den Poldern
Bugewitz und Rosenhagen Werte von 0,36 ‰ bis 0,81 ‰. Am Haff konnte sie die höchsten
Salinitäten von 0,82 ‰ nachweisen. KRISCH (1992) gibt für das Haff Salinitäten von 0,5 ‰
bis 1,5 ‰. Die eigenen Werte entsprechen damit im Mittel den von KRISCH (1992)

5. Diskussion 75
publizierten Daten, liegen jedoch deutlich über den von NEUMANN (2001) gemessenen
Werten.
Auch die Chloridkonzentrationen des Untersuchungsgebietes sind insgesamt gesehen relativ
hoch. Sie gehen auf den erhöhten Brackwassereinfluss zurück. Die Gegenüberstellung mit
früheren Chloridmessungen im ASB zeigt, dass seit 1999 ein Anstieg der
Chloridkonzentrationen zu verzeichnen ist, der aber nur im Polder Bugewitz deutlich
ausgeprägt ist (Abbildung 45).
Chlorid [mg/l]
800
600
400
200
0
[n=5]
[n=5] [n=5]
[n=5]
ZS DP Bug
Beprobungsstelle
1999 2003
Abbildung 45: Zeitlicher Vergleich der mittleren Chloridkonzentrationen des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP Bug) 1999
(GREMER 1999) und 2003
Sowohl die elektrische Leitfähigkeit als auch der Chloridgehalt zeigten im
Untersuchungszeitraum einen charakteristischen Verlauf (Abbildung 46). Insgesamt erfolgte
eine Zunahme von Juni bis September. Im Oktober war wieder ein leichter Abfall zu
verzeichnen. Das Ansteigen der Werte ist vor allem mit der erhöhten sommerlichen
Evapotranspirationsleistung zu erklären, was ein Absinken der Wasserstände begünstigt und
zu einer Erhöhung der Gesamtionenkonzentration im Moorwasser führt. Auch der
Pufferungsgrad stellt einen wichtigen Einflussfaktor dar. Da am Zartenstrom auch im
Sommer ein gelegentlicher Wasserzustrom vom Haff gegeben ist, erfolgt hier eine
regelmäßige Konzentrationserniedrigung. Der Wasserkörper wird verdünnt.
Evapotranspirationsverluste können ausgeglichen werden. Dies äußert sich in einer
geringeren Schwankung und etwas niedrigeren absoluten Werten. Bei stärkerem
Pufferungsvermögen, wie es für die IF Bugewitz typisch ist, fällt dieser Verdünnungseffekt
schwächer aus. Das Ausbleiben einer sommerlichen Bewässerung besonders während
längerer Trockenperioden führt dort zu einer rascheren und stärkeren Erhöhung der
Gesamtionenkonzentration im Wasserkörper, so dass mit maximalen Leitfähigkeiten von
3980 µS/cm und maximalen Chloridkonzentrationen von 961 mg/l insgesamt höhere
Messwerte mit größerer Schwankung resultieren.

76 5. Diskussion
Chlorid [mg/l]
1200
1000
800
600
400
200
0
B1 B2 B3 Z1 Z2 Z3 Z4
Probeentnahmestelle
15.06.2003 13.07.2003 12.08.2003 09.09.2003 05.10.2003
Abbildung 46: Verlauf der Chloridkonzentrationen im Untersuchungszeitraum (B=Bugewitz,
Z=Zartenstrom)
5.3.3. Nährstoffgehalt des Überflutungswassers nach der Wiedervernässung
Eine vergleichende Übersicht zu den Messergebnissen ausgewählter hydrochemischer
Parameter verschiedener Gebiete zeigt Tabelle 30. Veranschaulicht werden sowohl
Mittelwerte als auch Spannbreiten der jeweiligen Parameter.
Tabelle 30: Vergleich ausgewählter hydrochemischer Parameter mit Literaturdaten
Autor GREMER (1999) StAUN (2003)
LANDGRAF
(1998)
Gebiet
ASB
Bugewitz
ASB
Zartenstrom
ASB
Bugewitz
ASB
Zartenstrom
Haff-Karnin Nuthe-Nieplitz
Zeitraum 6/03 – 10/03 6/03 – 10/03 6/99 – 10/99 6/99 – 10/99 6/02 – 10/02 6/96 – 5/97
pH 7,75
7,15
7,19
6,35
8,59
7,28
7,01 – 8,56 6,77 – 7,48 6,8 – 7,51 5,59 – 7,19 8,08 – 9,24 6,83 – 8,35
LF (µS/cm) 2884
3002
2992
3643
1522
596
2090 – 3980 2510 – 3360 968 – 5100 1043 – 4780 1130 – 2290 230 – 959
Sal 1,36
0,9 – 2
1,42
1,2 – 1,6
- -
0,64
0,4 – 1
-
OP (mg/l) 0,15
0,47
0,52
2,88
0,09
0,45
0,06 – 0,21 0,31 – 0,67 n.b. – 1,85 0,06 – 9,98 0,06 – 0,12 n.b. – 2,98
GP (mg/l) 1,69
0,51 – 4,85
1,01
0,47 – 1,96
- -
0,19
0,14 – 1,35
0,528
n.b. – 3,12
NO3-N (mg/l) 2,59
2,58
18,63 11,17 0,14
0,83
2,03 – 3,76 2,32 – 2,9 1,22 – 53,43 0,99 – 29,34 0,001 – 0,44 0,07 – 2,43
Cl (mg/l) 692,6 737
403
699
351
48
419 – 961 529 – 884 219 – 531 206 – 1109 230 – 560 23 – 92
SO4 (mg/l) 14
1 – 54
124
85 – 148
- - -
92
n.b. – 240
K (mg/l) 26,7
4 – 46,2
24,6
20,6 – 32,3
510,8
7,9 – 925,2
48,6
28,9 – 90,7
-
5,35
n.b. – 47,15
Ca (mg/l) 122,6
74 – 252
77,4
64 – 93
161,4
75,4 – 248,8
209,2
54,8 – 350,3
-
67,5
32,2 – 142
Chl.-a (µg/l) 362
n.b. - 918
364
15 -844
- -
81
8 – 133
-
(LF = Elektrische Leitfähigkeit, Sal = Salinität, OP = Orthophosphat, GP = Gesamtphosphor, Chl.-a = Chlorophyll-a)
Gesamtphosphor und Orthophosphat
In beiden Intensivflächen wurden relativ hohe Gesamtphosphor- und
Orthophoshatkonzentrationen ermittelt. Während die Gesamtphosphorkonzentrationen in der

5. Diskussion 77
IF Bugewitz z. T. extrem hohe Werte erreichten, waren sie am Zartenstrom wesentlich
niedriger. Die unterschiedlichen Gesamtphosphorgehalte wiederspiegeln damit nicht die
gegenwärtige Vegetation beider Flächen, da die IF Bugewitz im Vergleich zum Zartenstrom
durch eine anspruchslosere Vegetation charakterisiert ist. Die Ursache für dieses
widersprüchliche Ergebnis ist in den sehr komplexen Bindungsformen des Phosphors zu
suchen, was durch die Untersuchung des Orthophosphatgehaltes bestätigt wird. Ein Teil des
Gesamtphosphors liegt als anorganisches Phosphat vorwiegend in gelöster Form vor, wobei
eine unterschiedlich starke sorptive Bindung an Huminstoffen, z. T. unter Mitwirkung von
Kationen vorstellbar ist (STEINBERG & BALTES 1984). Ein anderer Teil ist dagegen
organisch gebunden, und wird erst durch Abbau abgestorbener Biomasse freigesetzt
(DICKINSON 1983). Die direkte Aufnahme von Phosphor durch Pflanzenwurzeln erfolgt
dagegen überwiegend als Orthophosphat (KLAPPER 1992). Die eigenen Untersuchungen
zeigen, dass die Orthophoshatgehalte der Fläche Zartenstrom die Konzentrationen der
Fläche Bugewitz um das 3fache übersteigen, so dass hier trotz niedrigerer
Gesamtphosphorgehalte bessere Ernährungsbedingungen für die Vegetation vorliegen. Die
Höhe des Orthophosphatgehaltes des Wassers korrespondiert daher besser mit dem
Trophie-Zeigerwert der Vegetation.
REDDY & D`ANGELO (1994) geben an, dass der organische Phosphor in Mooren oft mit
Humus- und Fulvosäuren assoziert ist und mehr als 40 % des Gesamtphosphors betragen
kann, der anaerob nur schwer mineralisiert wird. Gerade in der Intensivfläche Bugewitz kann
ein hoher Anteil an Huminstoffen im Wasser vermutet werden, weil das Wasser eine
intensive Braunfärbung aufweist. Da das Überflutungswasser das gesamte Stadtbruch
durchfließen muss, bevor es im Polder Bugewitz ankommt, ist theoretisch eine Anreicherung
mit Huminstoffen denkbar. In entwässerten Mooren wird organisch gebundener Phosphor
dagegen in leichter verfügbare P-Bindungsformen überführt, wobei Phosphat wahrscheinlich
an Festphasen wie Eisen-(III)-Hydroxide sorbiert wird. Da diese Bindung redoxempfindlich
ist, führen anoxische Bedingungen zu einer P-Rücklösung (GELBRECHT & KOPPISCH 2001),
was zu einem hohen Anstieg der P-Konzentrationen in wiedervernässten Niedermooren
führen kann (GELBRECHT & LENGSFELD 1998). Dies dürfte eine Ursache für die relativ
hohen P-Konzentrationen im UG sein. Berücksichtigt werden sollte jedoch auch, dass in den
Poldern viele Jahre mit Phosphaten gedüngt wurde (PRAGER 2000). Weiterhin kam es
infolge der Überflutung zu einem großflächigen Absterben der Ausgangsvegetation, was zu
einer hohen P-Freisetzung geführt haben könnte. In Überflutungsmooren spielt außerdem
der allochthone P-Eintrag aus Oberflächengewässern eine erhebliche Rolle (GELBRECHT &
KOPPISCH 2001). Im ASB erfolgt dieser überwiegend mit dem Überflutungswasser des
Haffs. Da das Haffwasser jedoch deutlich geringere P-Konzentrationen aufweist als das
Überstauwasser der wiedervernässten Flächen (Tabelle 30), sind die hohen P-Gehalte
warscheinlich auf gewässerinterne Umsetzungsprozesse rückführbar.
SCHRAUTZER (2001) führt an, dass die Gefahr einer P-Freisetzung nach einer Überflutung in
basenreichen, zuvor intensiv genutzten Niedermooren besonders hoch ist. Er geht jedoch
davon aus, dass das ins Bodenwasser abgegebene Phosphat gleichzeitig von
Mikroorganismen und höheren Pflanzen aufgenommen werden kann. SCHEFFER (1998)
weist darauf hin, das sommerlich rasch erwärmende Flachwasserseen durch eine hohe
mikrobielle Aktivität und einen schnell ablaufenden Stoffaustausch zwischen Sediment und
dem gesamten Wasserkörper gekennzeichnet sind, woraus sich die hohen und teilweise
schwankenden Nährstoffkonzentrationen ableiten ließen.
Der Vergleich mit früheren Phosphatmessungen im ASB zeigt seit 1999 eine deutliche
Abnahme auf 1/6 bis 1/7 in der IF Zartenstrom und auf 1/3 am Dauerpegel Bugewitz
(Abbildung 47). Auch wenn die vom Autor ermittelten Orthophosphatkonzentrationen
aufgrund der nur zweimaligen Messung wenig repräsentativ sind, muss von einer deutlichen
Abnahme ausgegangen werden, da die Gesamtphosphorgehalte von 2003 am Zartenstrom
bereits nur noch 1/3 der Orthophosphatkonzentrationen von 1999 betragen. Einerseits
konnte ein beträchtlicher Teil des Phosphates in der neu etablierten Vegetation gespeichert

78 5. Diskussion
werden. Andererseits könnte auch ein P-Austrag mit dem Überflutungswasser bei
entsprechenden Niedrigwasserständen des Haffs zu einer Verringerung der P-Gehalte
geführt haben.
Orthophosphat [mg/l]
4
3
2
1
0
[n=5]
[n=2]
[n=5]
ZS DP Bug
Probeentnahmestelle
1999 2003
[n=2]
Abbildung 47: Zeitlicher Vergleich der mittleren Orthophosphatgehalte des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP Bug) 1999
(GREMER 1999) und 2003
Untersuchungen in anderen Wiedervernässungsgebieten erbrachten ebenfalls hohe P-
Konzentrationen im Überstauwasser. KIEKBUSCH & SCHRAUTZER (2004) ermittelten P-
Gehalte von bis zu 2 mg/l. Auch sie führen diese hohen Werte auf gewässerinterne
Mobilisierungsprozesse des in den Torfen gebundenen Phosphors zurück. Hohe P-
Konzentrationen mit Werten bis zu 11 mg/l im anaeroben Bereich und bis zu 0,8 mg/l im
aeroben Bereich geben auch GELBRECHT et al. (2003) für ein wiedervernässtes Moor an.
LANDGRAF (1998) ermittelte in der Nuthe-Nieplitz-Niederung mittlere P-Konzentartionen von
0,45 mg/l bei Maximalwerten bis zu 2,98 mg/l und Gesamtphosphorgehalte von
durchschnittlich 1,48 mg/l bei Maxima bis zu 3,12 mg/l.
Von weiterer Bedeutung sind die hohen P-Konzentrationen des Überflutungswassers
hinsichtlich der Möglichkeit eines Stoffaustrags und damit der Eutrophierungsgefahr
angrenzender Gewässersysteme. Generell liegen über den P-Austrag aus wiedervernässten
Mooren noch keine verallgemeinerungsfähigen Daten vor (GELBRECHT & KOPPISCH 2001).
Während verschiedene Autoren eine Abnahme des P-Austrages nach Wiedervernässungen
fanden (BEHRENDT 1996, GENSIOR & ZEITZ 1999), müsste bezüglich der hohen P-
Konzentration verschiedener wiedervernässter Moore, auf einen gesteigerten P-Austrag
rückgeschlossen werden (GELBRECHT & KOPPISCH 2001). Der Austrag wird besonders von
Abflussmöglichkeiten aus dem Gebiet bestimmt. Da im ASB während
Haffniedrigwasserständen ein ständiger Wasserabstrom gegeben ist, muss ein deutlicher P-
Austrag in bestehende Vorfluter vermutet werden. Nach KIEKBUSCH & SCHRAUTZER (2004)
ist die Eutrophierung vor allem von der Zusammensetzung des ausgetragenen Phosphors
abhängig. Sie fanden P-Austräge von 0,7 kg/ha/a bis 1,1 kg/ha/a. Die pflanzenverfügbare
Fraktion betrug jedoch nur 35 % und 40 % des Gesamtaustrages. Im ASB muss vor allem
für die Fläche Zartenstrom ein erhöhter P-Austrag angenommen werden. Während in der IF
Bugewitz nur zwischen 7,5 % und 20,5 % des Gesamtphosphors pflanzenverfügbar sind,
beträgt dieser Wert für die IF Zartenstrom 52 % bis 80 %. SCHEFFER (1998) und BALLA &
GENSIOR (2000) gehen weiterhin davon aus, dass an der Phasengrenze zwischen
anaerobem Porenwasser und aerobem Oberflächenwasser eine erneute P-Bindung an

5. Diskussion 79
Eisen-(III)-Hydroxide möglich ist, was zu einer P-Retention führt und die Möglichkeit eines
Austrags verringert. SCHWILL (2003) fasst zusammen, dass der P-Austrag wiedervernässter
Gebiete vom Vorkommen mineralischer Bestandteile im Torf, dem Redoxpotenzial vor und
nach der Wiedervernässung, der chemischen Zusammensetzung des Wassers sowie der
Höhe der Wasserabflüsse abhängt.
Sulfat
Kennzeichnend für das gesamte UG ist ein starker Geruch nach Schwefelwasserstoff, der im
Polder Zartenstrom am stärksten ausgeprägt ist. Die Ausgasung von Schwefelwasserstoff
aus einem Moor gilt nach KOPPISCH (2001a) als eindeutiger Beleg für anaerobe
Umweltbedingungen im Torf. In Niedermooren erfolgt der Eintrag von Schwefel in der Regel
als Sulfat mit dem Oberflächenzufluss oder mit dem Niederschlag. Sulfat ist außerdem ein
charakteristischer Inhaltsstoff von Düngemitteln (SCHRAUTZER 2001). Vor allem
salzwasserbeeinflusste Moore weisen hohe Sulfatkonzentrationen auf, da mit dem
Meerwasser viel Sulfat eingetragen wird (MITSCH & GOSSELINK 1993). Auch nach GROSSE-
BRAUCKMANN (1990) besitzen brackische Überflutungswässer in Küstennähe einen hohen
Sulfatgehalt, so dass sich sulfidreiche Schilftorfe bilden können. Die hohen Konzentrationen
in der Fläche Zartenstrom könnten daher auf einen Sulfateintrag mit dem Brackwasser des
Haffs zurückgeführt werden. Vor allem über den gebrochenen Deich ist hier ein ständiger
Wasserzufluss und damit vermutlich ein kontinuierlicher Sulfateintrag gegeben. So wurden
die höheren Sulfatgehalte am Zartenstrom und im Polder Bugewitz jeweils nach einem
stärkeren Wassereinstrom ermittelt. Die IF Bugewitz wird dagegen auf Grund ihrer
haffferneren Lage und der höheren Pufferung nur selten bei stärkeren
Hochwasserereignissen vom Überflutungswasser erfasst, woraus die geringeren
Sulfatkonzentrationen resultieren könnten. Außerdem dürften die vorgelagerten Moorflächen
einen bedeutenden Filter darstellen.
Laut GELBRECHT et al. (2003) sind hohe Sulfatkonzentrationen typisch für wiedervernässte
Moore. Im Überstauwasser der Nuthe-Nieplitz-Niederung wiesen sie Sulfatgehalte von bis zu
237 mg/l nach. Auch LANDGRAF (1998) gibt Sulfatgehalte von bis zu 240 mg/l für ein
wiedervernässtes Moor an. PRAGER (2000) ermittelte in der IF Zartenstrom 1997 im Torf
hohe Sulfatkonzentrationen von 40 mg/l und 209 mg/l. Somit könnten die hohen
Sulfatgehalte dieser Fläche auch auf verstärkte Rücklösungsprozesse zurückgeführt werden.
Nach MITSCH & GOSSELINK (1993) wird von salzwasserbeeinflussten Mooren mehr
Schwefelwasserstoff und weniger Methan emittiert. Außerdem führt der erhöhte Sulfatgehalt
marin beeinflusster Moore dazu, dass anaerobe Umsetzungen länger möglich sind als in
Süßwassermooren (GIVEN & DICKINSON 1975). Dieser Umstand könnte den höheren
trophischen Status der IF Zartenstrom begründen. SCHRAUTZER (2001) weist darauf hin,
dass die P-Freisetzung aus Niedermoorböden auch vom Sulfatgehalt im Überflutungswasser
gesteuert wird, wobei höhere Sulfatkonzentrationen zu einer forcierten P-Freisetzung führen.
Verschiedene Autoren (KOERSELMANN & VERHOEVEN 1995, KLEEBERG 1997) vermuten
die Ursache dieser Freisetzung in der unter anaeroben Bedingungen stattfindenden
Sulfatreduktion, wobei es zu einer Ausfällung von Eisensulfiden kommt, so dass eine Bildung
von Eisenphosphaten verhindert wird. Auch im UG traten die höheren
Phosphatkonzentrationen bei Sulfatreichtum des Überstauwassers auf.
Nitrat
Der zeitliche Vergleich der Nitratkonzentrationen im ASB zeigt eine drastische Abnahme
nach vier Jahren. Am Zartenstrom erfolgte ein Rückgang auf etwa 1/4. Am Dauerpegel
Bugewitz konnte sogar eine Reduktion der Nitratkonzentrationen auf 1/7 festgestellt werden
(Abbildung 48). LANDGRAF (1998) fand in einem wiedervernässten Moor etwas niedrigere
Nitratgehalte, die im Mittel zwischen 0,3 mg/l bis 1,69 mg/l lagen.

80 5. Diskussion
Nitrat [mg/l]
20
16
12
8
4
0
[n=5]
[n=4]
[n=5]
ZS DP Bug
Probeentnahmestelle
1999 2003
[n=4]
Abbildung 48: Zeitlicher Vergleich der mittleren Nitratkonzentrationen des Oberflächenwassers
am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP Bug) 1999 (GREMER 1999) und 2003
Nach KOPPISCH (2001a) überwiegt in der Bodenlösung im durchlüfteten Bereich
entwässerter Moore Nitrat im Vergleich zu Ammonium. Da in wiedervernässten Mooren die
Nitrifizierung wieder gehemmt sein kann, ist eine Abnahme der Nitratkonzentrationen
möglich. Dagegen muss ein Anstieg der Ammoniumkonzentrationen im Überstauwasser
vermutet werden. SCHRAUTZER (2001) und KOERSELMANN & VERHOEVEN (1995) gehen
nach einer Wiedervernässung generell von einer erhöhten Ammoniumfreisetzung aus.
Laut KOPPISCH (2001a) bestimmt der Grad der Wiedervernässung den Einfluss auf die
aktuellen Ammonium- und Nitratgehalte und damit auch auf das Stickstoffaustragspotenzial.
Eine Anhebung des Wasserstandes auf über Flur führt dazu, dass nur noch 1 – 30 % des
mineralischen Stickstoffs als Nitrat vorliegen (KOPPISCH et al. 1999). Ist eine Erhöhung des
Wasserstandes jedoch nur auf 20 – 60 cm unter Flur möglich, überwiegt in der Bodenlösung
nach wie vor Nitrat. Auf wechselfeuchten Bodenbereichen ist sogar eine erhöhte
Mineralisierung und damit ein Anstieg der Stickstoffkonzentrationen in der Bodenlösung
möglich (HARTER 1998).
Kalium
Der zeitliche Vergleich der K-Konzentrationen zeigt, dass die K-Gehalte des
Überflutungswassers seit 1999 deutlich gesunken sind. Während sich die Werte am
Zartenstrom nur halbiert haben, ist am Dauerpegel Bugewitz eine Abnahme der
Kaliumkonzentrationen auf 1/17 feststellbar (Abbildung 49).
Die hohen Kaliumwerte der Fläche Bugewitz von 1999 dürften aus der Mineralisierung der
großflächig abgestorbenen Biomasse hervorgegangen sein. Nunmehr hat sich jedoch eine
an die Wasserstände angepasste Vegetation etabliert, die, wie die Biomasseanalyse zeigt,
Kalium in großem Umfang binden kann. Im Polder Zartenstrom war dagegen schon 1999
eine flächenhafte Vegetation vorhanden, woraus die insgesamt geringeren K-
Konzentrationen des Überflutungswassers resultieren könnten.

5. Diskussion 81
Kalium [mg/l]
600
500
400
300
200
100
0
[n=5]
[n=5]
[n=5]
ZS DP Bug
Beprobungsstelle
1999 2003
[n=5]
Abbildung 49: Zeitlicher Vergleich der mittleren Kaliumkonzentrationen des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP Bug) 1999
(GREMER 1999) und 2003
Nach PÖPLAU & ROTH (1995) führt eine Wiedervernässung stark entwässerter, intensiv
genutzter Niedermoore bei mineralstoffarmen Mooren schnell zu einer Kaliumhagerung, bei
mineralstoffreichen Mooren allerdings nicht (HARTER & LUTHARDT 1997). Grund dafür ist,
dass Kalium an Tonmineralen besser adsorbiert werden kann als an organischer Substanz
(FEIGE 1977).
Calcium
Die Gegenüberstellung der Calciumkonzentrationen von 1999 und 2003 zeigt, dass die
Calciumgehalte am Zartenstrom seit 1999 auf 1/3 zurückgegangen sind. Am Dauerpegel
Bugewitz lässt sich dagegen ein Rückgang um etwa 40 % konstatieren (Abbildung 50). Die
Calciumgehalte des Haffs liegen bei etwa 72 mg/l (GREMER 1999). Damit entsprechen die
ermittelten Calciumkonzentrationen am Zartenstrom in etwa denen des Haffs.
Calcium [mg/l]
250
200
150
100
50
0
[n=5]
[n=5]
[n=5]
ZS DP Bug
Beprobungsstelle
1999 2003
[n=5]
Abbildung 50: Zeitlicher Vergleich der mittleren Calciumkonzentrationen des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP Bug) 1999
(GREMER 1999) und 2003

82 5. Diskussion
Nach KOPPISCH (2001b) erfolgt der Calciumeintrag in Mooren vor allem über das
Grundwasser. Die Abnahme der Calciumkonzentrationen im UG könnte auf einen Austrag
mit dem Überflutungswasser hindeuten. Wie die Werte zeigen, dürfte dieser im weniger stark
gepufferten Polder Zartenstrom größer sein als im Polder Bugewitz. Die höheren
Calciumgehalte der IF Bugewitz könnten allerdings auch auf einen stärkeren
Grundwassereinfluss verweisen.
Der Calciumgehalt nimmt auch einen wichtigen Einfluss auf die Phosphorverfügbarkeit. Beim
Übergang zu aeroben Bedingungen sind in Niedermooren mit kationenreichen Porenwasser
Redox- und Fällungsreaktionen möglich, die zu einer intensiven sorptiven Festlegung
gelöster Phosphate führen (GELBRECHT & KOPPISCH 2001).
Chlorophyll-a
Die Interpretation der Chlorophyll-a-Konzentrationen fällt schwer. Nach TGL (1982) und
LAWA (1999) weisen die Chlorophyll-a-Gehalte beider Intensivflächen auf hypertrophe
Bedingungen hin. Im Haff betragen die Chlorophyll-a-Konzentrationen mit 81 µg/l dagegen
nur 1/5 (StAUN UECKERMÜNDE 2004). Die hohe Nährstoffverfügbarkeit und die starke
Erwärmung des Wasserkörpers bilden wahrscheinlich besonders günstige Vorraussetzungen
für die Phytoplankton-Entwicklung. Außerdem drückt sich der Trophie-Zeigerwert der
Vegetation beider Flächen nicht im Chlorophyll-a-Gehalt aus. Wahrscheinlich binden die
verschiedenen Algenarten rasch freiwerdende Nährstoffe, was eine Ursache für diesen
Widerspruch sein könnte.
5.3.4. Identifikation der Trophie mittels Wasserinhaltsstoffe
Die Identifikation der Trophie über Wasserinhaltsstoffe birgt im UG einige Probleme. Da die
gängigen Bewertungsverfahren (TGL 1982, LAWA 1999) bislang nur für natürliche
Standgewässer erarbeitet wurden, können sie im UG nur unter Vorbehalt angewendet
werden. Für makrophytendominierte Gewässer, wie sie die Überflutungsflächen im ASB
darstellen, müssen dagegen entsprechende Bewertungsverfahren erst weiter entwickelt
werden (LAWA 1999).
Anhand der eigenen Untersuchungen zeigt sich, dass Gesamtphosphor- und Chlorophyll-a-
Gehalt für die Ableitung der Trophie wiedervernässter Moore eher ungeeignet sind. Die Höhe
der Orthophosphat- und Sulfatgehalte stellen dagegen einen klareren Bezug zum Zeigerwert
der aktuellen Vegetation her.
Des Weiteren muss festgehalten werden, dass unterschiedliche Untersuchungsmethoden zu
verschiedenen Ergebnissen führen (vgl. LANDGRAF 1998). Die Abgrenzung der einzelnen
Trophiestufen nach der Konzentration bestimmter Wasserinhaltsstoffe ist nicht mit der
bioindikatorischen Grenzziehung kompatibel. Während Chlorophyll-a-Gehalt,
Gesamtphosphor- und Orthophosphatkonzentration am Beprobungsort B2 auf einen
hypertrophen bis polytrophen Status hinweisen (TGL 1982, LAWA 1999), verdeutlichen Arten
wie Myriphyllum verticillatum, Spirodela polyrhiza oder Hydrocharis morsus-ranae nach dem
bioindikatorischen Ansatz eutrophe Bedingungen.
5.3.5. Zusammenfassung
Im UG ist es seit 1999 zu einer deutlichen Reduzierung der für das Pflanzenwachstum
notwendigen Hauptnährstoffe des Wassers gekommen (v. a. an Phosphat, Nitrat, Kalium
und Calcium), obgleich an allen Beprobungsstellen eutrophe bis polytrophe Bedingungen
vorherrschen. Die Schwankungen der gemessenen Parameter sind wesentlich geringer als
1999, was für eine Stabilisierung des Stoffhaushalts spricht. Kennzeichnend für
wechselfeuchte Standorte ist ein deutlicher Anstieg der Chloridgehalte und der elektrischen
Leitfähigkeit in sommerlichen Trockenperioden. Während die Höhe der Sulfat- und

5. Diskussion 83
Orthophosphatkonzentration am ehesten eine Beziehung zur rezenten
Vegetationsentwicklung herstellt, ist der Gesamtphosphorgehalt des Wassers weniger
geeignet, da die einzelnen Phosphorfraktionen in beiden Intensivflächen stark voneinander
abweichen und Phosphat in unterschiedlichem Maß pflanzenverfügbar ist.
Die pH-Werte des Haffs liegen derzeit über den pH-Werten der Überflutungspolder.
Elektrische Leitfähigkeit, Salinität und Chloridkonzentrationen erreichen dagegen in den
Überflutungsflächen deutlich höhere Werte als im Haff. Eine besondere Bedeutung dürfte
den Orthophosphat-, Gesamtphosphor-, und Nitratgehalten des Haffs zukommen. Da diese
wesentlich niedriger sind als im UG, muss derzeit in der Bilanz von einem Nährstoffexport ins
Haff ausgegangen werden.
Grundsätzlich wäre es sinnvoll, die Wasseranalysen über einen längeren Zeitraum
auszudehnen, um auch die Konzentrationsschwankungen zwischen Sommer- und
Winterhalbjahr zu erfassen. Somit stellen die ermittelten Ergebnisse nur eine Tendenz dar.

84 5. Diskussion
5.4. Standortentwicklung infolge Wiedervernässung
Die starke Wiedervernässung des Grünlandes verursachte im ASB eine sprunghafte
Veränderung der Standortfaktoren. Allerdings ist die Änderung einiger Standortfaktoren ein
fließender, nicht abgeschlossener Prozess, so dass auch künftig von weiteren
Veränderungen ausgegangen werden kann (Tabelle 31). Diese Entwicklung zeigt sich u. a.
im Verschwinden bzw. der Neuansiedlung unterschiedlicher Pflanzenarten. Nach LEIN
(2001) ist v. a. mit der Änderung der Wasserstufe, des Wasserregimetyps, der Nutzung, der
Salinität, des pH-Wertes, der Trophie und des Mikroklimas zu rechnen. Die Intensität der
Standortveränderungen ist im UG vor allem von den Ausgangsbedingungen vor der
Wiedervernässung abhängig.
Tabelle 31: Standortveränderung infolge Wiedervernässung
Standortfaktor Dynamik der Änderung Kennzeichnung im UG
Wasserstufe sprunghaft, abgeschlossen Erhöhung um 2 bis 4 Stufen
Wasserregimetyp sprunghaft, nicht abgeschlossen Entwicklung topogener Regime aus zuvor
grundwassergeprägten Regimen, mit zunehmender
Deicherosion Entstehung von Überflutungsregimen
Nutzung z.T. sprunghaft, abgeschlossen Auflassung bisher genutzter Flächen
Salinität sprunghaft, nicht abgeschlossen rascher Anstieg der Chloridkonzentrationen, langfristig
vermutlich zurückgehend
pH-Wert fließend, nicht abgeschlossen kontinuierliche Erhöhung von sauer zu subneutral bzw.
Trophie z.T. sprunghaft, meist jedoch
fließend, nicht abgeschlossen
Mikroklima sprunghaft, weitgehend
abgeschlossen
von subneutral zu alkalisch
an mesotroph-mittleren und eutroph-kräftigen
Standorten rascher Anstieg der Trophiestufe auf
eutroph-reich bis polytroph;
polytrophe Standorte behalten kurzzeitig ihren Status
bei, entwickeln sich jedoch rasch zu eutrophen
Standorten; Nährstoffverringerung hält weiter an
insgesamt vermutlich ausgeglichener
Durch die Anhebung der Wasserstufen entstand ein Nässestress, der zum großflächigen
Absterben der Ausgangsvegetation führte. Die Wasserstufenausbildung ist von zahlreichen
Faktoren abhängig. Neben der Höhenlage der Geländeoberfläche spielen auch die Intensität
und Häufigkeit der Überflutungsereignisse und damit der Grad der Pufferung eine wichtige
Rolle. Dabei führt eine höhere Pufferung im UG zu stärkerer Wechselfeuchte, da
sommerliche Transpirationsverluste nur unzureichend ausgeglichen werden können.
Der Vergleich mit Literaturdaten zeigt, dass sich im Laufe der Vernässung aus ursprünglich
polytraphenten Intensivgrasländern zunächst überwiegend polytraphente Wasserröhrichte
entwickelt haben, aus denen nach 6jähriger Venässungsdauer großflächig Vegetationstypen
mit eutroph-reichem Nährstoffstatus hervorgehen (s. Abbildung 67). Auch PRAGER (2000)
konnte in der Zieseniederung beobachten, dass sich bereits nach 2 bis 4jähriger
Vernässungsdauer eutraphente Vegetationstypen einstellen. Eine Verringerung der Trophie
zeigt sich im UG eindeutig in der Reduzierung wichtiger Wasserinhaltsstoffe wie Nitrat,
Phosphat, Kalium und Calcium. Eine Nährstoffabnahme zeigt sich z. B. auch in der IF
Zartenstrom durch die Besiedlung mit den ersten nicht-polytraphenten Arten wie Hydrocharis
morsus-ranae oder Spirodela polyrhiza. Die starke Überflutung verursacht auch eine
weiträumige Stoffverteilung, was zu einer Homogenisierung der trophischen Verhältnisse
geführt hat, so dass die letzten ehemals vorhandenen mesotrophen Standorte heute nicht
mehr existieren.
Zusammenfassend lässt sich einschätzen, dass vor allem die Verringerung und Nivellierung
der Trophie sowie die Änderung des Wasserregimes zu einem stärker
überflutungsorientierten Regime als wesentlichste Einflussfaktoren die künftige
Vegetationsentwicklung im Grünland bestimmen dürften.

5. Diskussion 85
5.5. Biomasse
5.5.1. Produktivität
Tabelle 32: Oberirdische Biomasse von Röhrichten und Rieden (Literaturvergleich) bezogen
auf die Trockensubstanz (TS)
Vegetationstyp/Dominanzart TS (g/m²) TS (t/ha) Autor/Jahr
Typha latifolia
Glyceria maxima
Carex riparia
Carex acutiformis
1290 12,9 HENJY/GREGOR (1975)
1500 - 2000 15,0 - 20,0
BAYERISCHE LANDESANSTALT
FÜR BODENKULTUR UND
PFLANZENBAU (2000)
1337 13,37 SCHULZ (2002)
730 - 970 7,3 - 9,7 TIMMERMANN (in Vorbereitung)
1393 - 1484 13,93 - 14,84 eigene Werte
690 - 1210 6,9 - 12,1 HENJY et al. (1985)
510 - 640 5,1 - 6,4 TIMMERMANN (in Vorbereitung)
751 - 1037 7,51 - 10,37 eigene Werte
731 - 845 7,31 - 8,45 HARTMANN (1999)
1010 10,1 HUSAK/HENJY (1973)
470 - 910 4,7 - 9,1 TIMMERMANN (in Vorbereitung)
540 - 694 5,4 - 6,94 eigene Werte
540 - 620 5,4 - 6,2 JENSEN (1998)
290 - 430 2,9 - 4,3 TIMMERMANN (in Vorbereitung)
Caricetum acutiformis-ripariae 400 4,0 MAIER (1976)
Carex acuta 605 6,05 MÖRNSJÖ (1969)
Phalaris arundinacea
1270 12,7 HUSAK/HENJY (1973)
460 - 630 4,6 - 6,3 TIMMERMANN (in Vorbereitung)
Phragmites australis 835 - 4325 8,35 - 43,25 COOPS (1996)
Braunseggen-Mädesüß-
Staudenflur
1047 10,47 BEITZ (2004)
Intensivgrasland 875 - 1037 8,75 - 10,37 KREIL et al. (1992)
Tabelle 32 vergleicht die oberirdische Biomasse verschiedener Röhricht- und Riedarten mit
den eigenen Untersuchungsergebnissen. Die oberirdische Biomasse von Typha latifolia
entspricht mit mittleren Werten von 13,93 t TS/ha bis 14,84 t TS/ha weitgehend den in der
Literatur geführten Angaben, liegt jedoch deutlich über den von TIMMERMANN (in
Vorbereitung) publizierten Daten. Auch für Glyceria maxima stimmen die eigenen
Analysewerte mit 7,51 t TS/ha bis 10,37 t TS/ha mit den Literaturwerten überein und liegen
im mittleren Bereich. Die eigenen Analyseergebnisse von Carex riparia befinden sich mit
5,4 t TS/m² bis 6,94 t TS/m² im unteren Bereich der in der Literatur geführten Werte.
Insgesamt zeigt sich auf den meisten Probeflächen, dass zwischen den unterschiedlichen
Proben zum Teil enorme Gewichtsschwankungen auftreten, woraus die relativ hohen
Standardabweichungen der einzelnen Beprobungsflächen resultieren. Eine Ursache dafür
ist, dass es sich bei den ausgewählten Dominanzbeständen nicht in jedem Fall um völlig
homogene, vollständig geschlossene Flächen handelt. Oftmals bilden die jeweiligen Arten
dagegen ein Mosaik aus bereits dicht besiedelten Bereichen und teilweise offeneren
Wasserflächen mit geringerem Deckungsgrad, so dass durch die zufällige Probenauswahl
durchaus sehr verschiedene Ergebnisse erzielt werden können. Auf Flächen mit sehr
geringer Streuung der Werte wie z. B. Fläche CZc handelt es sich dagegen um durchweg
sehr einheitliche Bestände. Es lässt sich vermuten, dass sich die Produktivitäten der
einzelnen Arten bei vollständigem Vegetationsschluss erhöhen dürften. BERNHARD &

86 5. Diskussion
GORHAM (1978) und WHEELER & SHAW (1991) schreiben, dass die Abschätzung der
Nettoprimärproduktivität durch die Erntemethode zu Fehlern führen kann, infolge der
unterschiedlichen Erntezeit der verschiedenen Arten, Herbivorie oder der Überwinterung von
grünen Sprossen. Problematisch stellte sich im UG z. B. die genaue Auswahl des
Beerntungszeitpunktes für Typha latifolia dar, da die Art während der gesamten
Vegetationsperiode stetig neu keimte, so dass neben bereits fruchtenden Exemplaren auch
noch später ausgekeimte Jungpflanzen existierten. Hinzu kam, dass die Typha-
Dominanzbestände des gesamten Untersuchungsgebietes einen sehr starken Befall mit
Brandpilzen aufwiesen. Außerdem konnte eine Schädlingskalamität beobachtet werden, was
zu geringeren Produktivitäten geführt haben dürfte. Auch HARTMANN (1999) beschreibt
einen Schädlingsbefall von Typha latifolia mit Nonagria typhae, der einen negativen Einfluss
auf das Wachstum nahm.
Weiterhin zeigte sich, dass Typha latifolia unabhängig vom trophischen Status an 5+/+ -
Standorten höhere Produktivitäten erreichte als an 6+/5+- und 6+/+-Standorten (Abbildung
51). Die Produktivität ist innerhalb dieses Feuchtebereiches vermutlich negativ mit den
Wasserständen korreliert. Die höhere Produktivität des Rohrkolbens im Bereich der
Wasserstufe 5+/+ könnte sich aus der besseren Keimungsdisposition an diesen Standorten
ableiten, da auf den gering überfluteten und z. T. trockenfallenden Torfschlämmen eine
raschere und höhere Keimung gewährleistet ist als im offenen Wasserkörper. An stärker
überstauten Standorten bildet Typha latifolia in der Regel weniger dichte Bestände. Zur
Beurteilung der Trophie über die Produktivität ist es daher wichtig, die einzelnen Arten
innerhalb eines Feuchtebereiches zu vergleichen. Für Typha latifolia konnten beispielsweise
an polytroph eingestuften Standorten jeweils die höheren Produktivitäten ermittelt werden.
Besonders hoch ist dieser Unterschied mit einer Differenz von 58 g TS/m² zwischen dem
eutrophen Standort TBa (5+/+) und dem polytrophen Standort TZc (5+/+). Mit nur 8 g TS/m²
Biomasseunterschied ist der Wert zwischen dem eutrophen Standort TBb (6+/5+) und dem
polytrophen Standort TZd (6+/+) jedoch nur gering. Diese geringe Differenz könnte in den
höheren Wasserständen am Standort TZd begründet sein, da ab einer bestimmten
Überstauhöhe die Produktivität Typha latifolias vermutlich sinkt.
mittlere Trockensubstanz [g/m²]
1500
1250
1000
750
500
250
0
TBa
TZc
TBb TZd
5+/+ (e) 5+/+ (p) 6+/5+ (e) 6+/+ (p)
Wasserstufe/Trophie
Abbildung 51: Beziehung zwischen mittlerer Trockensubstanz, Wasserstufe und Trophie bei
Typha latifolia
(e = eutroph, p = polytroph, TBa = Typha latifolia-Standort Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Standort Bugewitz b, TZc = Typha
latifolia-Standort Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Standort Zartenstrom d)
Carex riparia zeigt dagegen im Vergleich zu Typha latifolia eine positive Korrelation zum
Wasserstand im untersuchten Feuchtebereich (Abbildung 52). Die Art weist eine
Produktivitätssteigerung von 5+/4+ - Standorten zu 6+/5+ - Standorten auf. Eine positive

5. Diskussion 87
Korrelation zwischen Wasserständen und Produktivität bei Carex riparia wurde auch von
HARTMANN (1999) festgestellt. In höher überstauten Bereichen konnte außerdem eine
Blattverlängerung von Carex riparia ermittelt werden. BERNHARD et al. (1988) weist darauf
hin, dass die Bestandsbiomasse von Seggen vor allem vom Klima, der Trophie, der
Wassertiefe und dem Vorkommen von Moosen am Boden beeinflusst wird. Weiterhin zeigt
eine Beschattung des Bodens, u. a. durch die Menge unzersetzter Pflanzenstreu, eine
hemmende Wirkung auf das Wachstumspotenzial von Seggen (KVET 1984). Diese Aussage
lässt sich auch auf die eigenen Untersuchungen beziehen. Beispielsweise zeigten Standorte
mit reichlich unzersetzter Bodenstreu (Standort CBa) auch die geringsten Produktivitäten von
Carex riparia. Während auf das Wachstum von Seggen flache Überstausituationen günstiger
erachtet werden als hohe (KVET 1984), betont ROTH (1999), dass mehr artbedingte
Unterschiede von Bedeutung sind. Er stellt heraus, dass von Carex riparia eindeutig die am
höchsten überstauten Standorte präferiert werden. Dieser Aussage kann nach eigenen
Untersuchungen gefolgt werden. Ein Vergleich der Bestandsbiomasse von Carex riparia
hinsichtlich der Trophie war im Rahmen der Untersuchungen nicht möglich, da die Art nur an
einem eutrophen Standort beprobt werden konnte. Nach VEERKAMP et al. (1980) ist die
Wachstumszunahme eutraphenter Seggen jedoch vor allem bei Phosphatreichtum hoch.
mittlere Trockensubstanz
[g/m²]
800
600
400
200
0
CBa
CZc
CZd
CBb
5+/4+ (p) 5+/4+ (p) 5+/+ (p) 6+/5+ (e)
Wasserstufe/Trophie
Abbildung 52: Beziehung zwischen mittlerer Trockensubstanz und Wasserstufe bei Carex
riparia
(e = eutroph, p = polytroph, CBa = Carex riparia-Standort Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Standort Bugewitz b, CZc = Carex
riparia-Standort Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Standort Zartenstrom d)
Glyceria maxima reagiert bei einer Wasserstandserhöhung von 5+/+ auf 6+/5+ nur mit einer
leichten Zunahme des Trockenmasseertrages (Abbildung 53). Aufffällig ist jedoch, dass die
Produktivitätsmaxima dieser Art durchweg an polytrophen Standorten liegen, so dass ein
deutlicher Zusammenhang zwischen Nährstoffverfügbarkeit und Wuchsleistung besteht. Im
Bereich der Wasserstufe 5+/+ ist die Bestandsbiomasse des Wasserschwadens am
polytrophen Standort GBc etwa um 230 g TS/m² höher als am eutrophen Standort GBa.
Auch im Bereich der Wasserstufe 6+/5+ weist die Art unter polytrophen Bedingungen
(Standort GZd) eine deutlich höhere Biomasseproduktion auf, die etwa 154 g TS/m² größer
ist als unter eutrophen Verhältnissen (Standort GBb). Glyceria maxima ist weiterhin in der
Lage an hoch überstauten Standorten dichte Schwingdecken ohne Verwurzelung im freien
Wasserkörper zu bilden, so dass hohe Wasserstände nicht wachstumshemmend sein
müssen. Einen wesentlichen Einfluss auf die Produktivität dieser Art dürfte ebenfalls die
Menge der unzersetzten Streu nehmen. So wurde am Beprobungsort GBa die niedrigste
Produktivität bei insgesamt hoher Streuauflage ermittelt.

88 5. Diskussion
mittlere Trockensubstanz
[g/m²]
1200
1000
800
600
400
200
0
GBa
GZc
GBb
GZd
5+/+ (e) 5+/+ (p) 6+/5+ (e) 6+/5+ (p)
Wasserstufe/Trophie
Abbildung 53: Beziehung zwischen mittlerer Trockensubstanz, Wasserstufe und Trophie bei
Glyceria maxima
e = eutroph, p = polytroph, GBa = Glyceria maxima-Standort Bugewitz a, GBb = Glyceria maxima-Standort Bugewitz b, GZc
=Glyceria maxima-Standort Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-Standort Zartenstrom d)
Abbildung 54: Ablagerung abgestorbener Biomasse von Carex riparia, Glyceria maxima, Typha
latifolia und Ceratophyllum submersum im Oberflächenwasser
Auf das gesamte UG bezogen führte die Wiedervernässung zu einer drastischen Abnahme
der Produktivität von Arten des ehemaligen Intensivgraslandes. Lediglich Phalaris
arundinacea bildet noch an phasenhaften Überflutungsstandorten hochproduktive
Dominanzbestände. HUSAK & HENJY (1973) geben für das Rohrglanzgras Produktivitäten
von bis zu 12,7 t TS/ha an. Typha latifolia entfaltet sich dagegen neben Glyceria maxima
zunächst als erfolgreichste und wahrscheinlich produktivste Art wiedervernässter
Niedermoorstandorte. An sehr hoch überstauten Standorten erreichen vorläufig auch Arten
der Schwimmdecken- und Schwebematten eine hohe Biomasseproduktion. In sehr dichten

5. Diskussion 89
Unterwasserbeständen kann die vorhandene Biomasse zum Zeitpunkt ihrer maximalen
Entwicklung über 1200 g TS/m² betragen (KRAUSCH 1996). Aber wie die Entwicklung im
Polder Zartenstrom zeigt, ist künftig auch eine Zunahme der Produktivität potenziell
torfbildender Arten wie Phragmites australis und Carex riparia zu erwarten. Laut PÄIVÄNEN &
VASANDER (1994) können 2 % – 16 % der Netto-Primärproduktion der Moorvegetation im
Torf gespeichert werden. Für Carex riparia, welche als potenziell torfbildend eingeschätzt
werden kann (OSWIT et al. 1976, HARTMANN 1999), würde dies im UG eine jährliche
Festlegung von 108 bis 1110 kg TS/ha bedeuten. Die hohe Biomasseproduktion führt zu
einer enormen Ablagerung organischen Materials im Wasserkörper (Abbildung 54).
5.5.2. Nährstoffgehalt der Biomasse
Die Nährstoffkonzentrationen in Pflanzensprossen unterliegen vielen äußeren und inneren
Faktoren und deren Wechselwirkungen. Sie sind besonders von den durch die Wurzeln
aufgenommenen Nährstoffmengen, den daraus in die Sprosse transportierten Anteilen,
deren Rückverlagerung von den Blättern in die Speicherorgane und den
Auswaschungsverlusten abhängig. Auch Entwicklungszustand und Wachstumsverlauf
stellen wichtige Einflussfaktoren dar (THERBURG & RUTHSATZ 1989).
Kohlenstoff, Stickstoff und C/N-Verhältnis
Tabelle 33: Stickstoffgehalt und C/N-Verhältnis ausgewählter Arten und Vegetationstypen
(Literaturvergleich)
Art/Vegetationstyp N (%) C/N - Verhältnis Autor
Carex riparia 1,04 - 2,23 20,3 - 43,3 HARTMANN (1999)
Carex acutiformis 1,6 - KOVACS (1976)
Carex gracilis 1,3 - 2,0 - KVET & OSTRY (1986)
Phragmites australis 1,94 - 2,76 15,7 - 22,8 HARTMANN (1999)
Phragmites australis 3,45 - OSTENDORP (1997)
Typha latifolia 1,33 - 2,06 21,5 - 32,8 SCHULZ (2002)
Mehlprimel-Kopfbinsen-Ried 0,09 - 0,1 - BEITZ (2004)
Braunseggen-Mädesüß-Staudenflur 0,11 - BEITZ (2004)
Der Vergleich mit den Literaturdaten zeigt, dass bei den untersuchten Arten mit N-Gehalten
von 1,16 - 1,96 % ähnliche, insgesamt jedoch relativ niedrige Konzentrationen auftreten
(Tabelle 33). Die Vergleichbarkeit der Gesamtstickstoffkonzentrationen ist jedoch
eingeschränkt, da unterschiedliche Aufschlussmethoden zu abweichenden Ergebnissen
führen (TANNEBERGER & HAHNE 2003, BEITZ 2004).
Der Stickstoff ist überwiegend organisch gebunden und kann somit nur eingeschränkt von
den Pflanzen genutzt werden. Damit organisch gebundener Stickstoff für die Vegetation
verfügbar ist, muss er durch Mikroorganismen mineralisiert werden (KOPPISCH 2001a).
Gerade das C/N-Verhältnis der frischen Pflanzenstreu entscheidet darüber, in welchem
Umfang pflanzenverfügbarer Stickstoff bereitgestellt wird. Bei einem C/N-Verhältnis > 25 wird
beim Abbau der Biomasse zusätzlich Stickstoff aus dem anorganischen Pool durch
Mikroorganismen immobilisiert, bei Werten < 10 wird dagegen deutlich Stickstoff freigesetzt
(ALEXANDER 1977). Das C/N-Verhältnis aller untersuchten Arten liegt deutlich über 25.
Damit dürfte im UG eine Stickstoffimmobilisierung durch Mikroorganismen beim Abbau der
Pflanzenstreu erfolgen. Besonders hoch dürfte diese für Glyceria maxima sein, da die
Biomasse der Art besonders hohe C/N-Verhältnisse aufweist.
Der Abbau der Biomasse hängt sehr stark von ihrer chemischen Beschaffenheit ab
(KOPPISCH 2001a). Nach TUPACZ & DAY (1990) wird die Zersetzung sehr vom C/N-
Verhältnis beeinflusst. Vor allem Substrate mit einem C/N-Verhältnis ≤ 30 können leichter
abgebaut werden. HARTMANN (1999) stellte dagegen bei Untersuchungen zum
Wurzelabbau an niedermoortypischen Pflanzen die höchsten Abbauraten bei den höchsten

90 5. Diskussion
C/N-Verhältnissen fest. Sie führt dies auf artbedingte Unterschiede bezüglich des Anteils
schwer zu mineralisierender Substanzen zurück.
Die unterschiedlichen Produktivitäten der untersuchten Arten bedingen weiterhin die
Gesamtmengen an Nährstoffen, die über die Biomasse festgelegt werden können. Im UG
zeigt Typha latifolia beispielsweise das höchste Gesamtstickstoff-Bindungsvermögen mit
durchschnittlich 212 kg/ha. Für Glyceria maxima und Carex riparia fällt die Gesamtstickstoff-
Festlegung der Biomasse mit mittleren Werten von 128 kg/ha bzw. 101 kg/ha wesentlich
geringer aus (Abbildung 55). SCHIEFERSTEIN (1997) gibt für eutraphente Schilfröhrichte eine
jährliche N-Festlegung über die Biomasse von 220 kg/ha – 312 kg/ha an. In
wiedervernässten Polder Ziethen 2 im Peenetals betrug das mittlere N-Bindungsvermögen
für Typha latifolia 231 kg/ha (SCHULZ 2002). SCHRAUTZER (2001) fand außerdem heraus,
dass zu Beginn der Vegetationsperiode noch der größte Teil des Stickstoffs in der Biomasse
inkorporiert ist, wenn die Zersetzung der Nekromasse durch lange winterliche Überflutung
gehemmt wird. Im ASB wurde unter anderem beobachtet, dass die Biomasse von Glyceria
maxima an Standorten, die durch häufig schwankende Wasserstände (am Zartenstrom)
gekennzeichnet waren, zu Beginn der Vegetationsperiode nahezu vollständig mineralisiert
war. An Standorten mit winterlich hohen und ausgeglichenen Wasserständen (Polder
Bugewitz) war die Streu dagegen noch fast vollständig erhalten.
Phosphatgehalt
Die Vegetation beeinflusst die Phosphordynamik im Moor. Einerseits erfolgt ein Einbau in
pflanzliche Biomasse. Nachfolgend ist gegebenenfalls eine Umwandlung in Torf möglich,
was zu einer P-Akkumulation führt (GELBRECHT & KOPPISCH 2001). Eine P-Freisetzung ist
dagegen aus dem Abbau abgestorbener Biomasse über Mikroorganismen möglich. Wenn
das C/P-Vehältnis der frischen Pflanzenstreu über 200 liegt, müssen die Mikroorganismen
zusätzlich Phosphor aus der Bodenlösung aufnehmen. Ist es kleiner als 200, wird dagegen
beim Abbau der Streu Phosphor freigesetzt (PATRICK 1990). Wie die Biomasseanalyse
verdeutlicht, zeigen die untersuchten Arten an den verschiedenen Standorten sehr
differenzierte C/P-Verhältnisse. Vor allem aus dem Streuabbau von Glyceria maxima
resultiert eine deutliche P-Freisetzung. Dagegen weisen die Werte für Typha latifolia und
Carex riparia an einigen Standorten auch auf eine P-Immobilisierung hin. Gerade bei den
beiden letzten Arten liegen die C/P-Werte einiger Standorte jedoch häufig im
Übergangsbereich, so dass die Frage einer Freisetzung bzw. Immobilisierung über
Mikroorganismen nicht abschließend geklärt werden kann.
Da zum Ende der Vegetationsperiode eine Nährstoffrückverlagerung in die Rhizome erfolgt
(VELTY et al. 2004), könnte angenommen werden, dass die P-Konzentrationen der
Biomasse absinken dürften, was zu höheren C/P-Verhältnissen führen würde. THERBURG &
RUTHSATZ (1989) fanden bei Untersuchungen an verschiedenen Carex-Beständen jedoch
heraus, dass die N- und P-Gehalte der Biomasse in der Hauptwachstumszeit sinken, dann
jedoch bis zum Herbst konstant bleiben. Damit dürften die eigenen Werte ein realistisches
Bild repräsentieren. Maximale Konzentrationen an Phosphat, Stickstoff und Kalium in den
Sprossen wurden dagegen zu Beginn der Vegetationsperiode bestimmt, da die Aufnahme in
den Spross der Produktion an organischer Substanz vorauseilt.
Laut OSTENDORP (1997) enthalten Schilfhalme etwa 1 kg P/t TS. Carex acutiformis weist
mittlere P-Gehalte von 0,7 kg/t TS auf (KOVACS 1976). Für Carex gracilis liegen die P-
Konzentrationen im Mittel zwischen 0,9 kg/t TS und 2,1 kg/t TS (KVET & OSTRY 1986). Die
vom Autor untersuchten Arten weisen mit Werten von 2,23 kg/t TS bis 2,78 kg/t TS dagegen
wesentlich höhere mittlere P-Konzentrationen auf. Dies könnte an den hohen P-Gehalten
des Überflutungswassers liegen.
Insgesamt zeigt sich, dass im UG durch Typha latifolia, Carex riparia und Glyceria maxima
einerseits viel Phosphor gebunden werden kann. Andererseits ist beim Abbau der

5. Diskussion 91
Planzenstreu wieder eine hohe P-Freisetzung zu erwarten. Bei der Zersetzung der Biomasse
am Ende der Vegetationsperiode werden etwa 35 % des in ihr inkorporierten Phosphors ins
Oberflächenwasser zurückgeführt; der überwiegende Teil jedoch in unterirdische Organe
rückverlagert (SCHRAUTZER 2001). Gerade in diesem Kontext gewinnt die Diskussion über
den Biomasseentzug überfluteter, ehemals intensiv genutzter Niedermoorstandorte
zunehmend an Bedeutung. So könnte im UG mit der Abschöpfung der oberirdischen
Biomasse von Typha latifolia am Ende der Hauptwachstumsphase jährlich ein P-Entzug von
durchschnittlich 32 kg/ha erfolgen (Abbildung 55). Mineralstoffreiche Niedermoore zeigen
aufgrund der Rücklösung aus sorbierten Phosphaten allerdings keine schnelle Abnahme der
pflanzenverfügbaren Fraktion (HARTER & LUTHARDT 1997). SCHRAUTZER (2001) gibt für
eutraphente Feuchtwiesen einen P-Entzug über die Biomasse von 11 kg/ha bis 19 kg/ha im
Jahr an. Von SCHIEFERSTEIN (1997) wurden in ganzjährig überfluteten, ungenutzten
Schilfröhrichten P-Gehalte von 4 kg/ha bis 37 kg/ha ermittelt.
Nach KOERSELMANN & MEULEMANN (1996) ist auch das Verhältnis von Stickstoff zu
Phosphor in der pflanzlichen Biomasse von besonderer Bedeutung. Es zeigt meist an, durch
welchen der beiden Nährstoffe die Produktion limitiert wird. Bei N/P-Verhältnissen < 14, wie
sie im UG auftreten, begrenzt Stickstoff das Pflanzenwachstum. Daraus folgt, dass Phosphor
im UG überschüssig ist und nicht vollständig gebunden wird.
Kaliumgehalt
Im Gegensatz zu den P-Konzentrationen weisen die untersuchten Arten hinsichtlich ihrer K-
Gehalte deutliche Unterschiede auf. Abbildung 55 zeigt, dass von Glyceria maxima in einer
Tonne TS im Mittel nur 9,86 kg Kalium gebunden werden kann. Bei Typha latifolia ist
dagegen eine mittlere K-Festlegung von 15,72 kg/t TS möglich. Für Carex riparia beträgt der
mittlere Wert sogar 19,02 kg K/t TS. THERBURG & RUTHSATZ (1989) gehen davon aus,
dass Cyperaceen bevorzugt Kalium aufnehmen, denn ihr Aufnahmesystem ist durch eine
hohe Ionenselektivität geprägt. Daraus könnte sich der hohe mittlere K-Gehalt von Carex
riparia ableiten.
KOVACS (1976) gibt für Carex acutiformis mittlere K-Konzentrationen von 7,3 kg/t TS an.
KVET & OSTRY (1986) ermittelten für Carex gracilis mittlere K-Gehalte von 12 kg/t TS bis
19 kg/t TS. Die Gegenüberstellung mit den Literaturdaten zeigt, dass im ASB in der
Biomasse ähnliche K-Konzentrationen vorherrschen. DE WIT et al. (1963) und DIERSSEN &
DIERSSEN (2001) gehen davon aus, dass bei K-Gehalten der Biomasse unterhalb 0,8 % bei
Gräsern Mangelerscheinungen auftreten. Dieser Wert wird nur einmal von Glyceria maxima
am Standort GBa unterschritten. An allen anderen Beprobungsstandorten liegt dagegen
keine K-Limitation vor. KOERSELMAN & VERHOEVEN (1995) weisen darauf hin, dass das
Wachstum in natürlichen Mooren fast immer durch Stickstoff oder Phosphor limitiert ist, und
nicht durch Kalium.
Von besonderer Bedeutung für die Retention von Nährstoffen in der Biomasse dürfte
außerdem der unterschiedliche Wachstumszyklus der untersuchten Arten sein. Carex riparia
ist durch einen sehr frühen Austrieb Anfang März gekennzeichnet, so dass die Art vermutlich
schon sehr zeitig Stoffe in der Biomasse akkumulieren kann. Eine Stoffrückverlagerung in
die Rhizome dürfte ebenfalls frühzeitig erfolgen, da die Blätter der Ufersegge schon im
August nahezu vollständig abgestorben sind. Glyceria maxima weist dagegen einen späten
phänologischen Zyklus auf. Die Art ist noch durch einen Austrieb frischer Pflanzenteile bis in
den November charakterisiert, so dass Verlagerungs- und Freisetzungsprozesse erst spät
bzw. über einen längeren Zeitraum verteilt einsetzen dürften.

92 5. Diskussion
Tabelle 34: Mittleres C-, N-, P- und K-Bindungsvermögen von Carex riparia, Glyceria maxima
und Typha latifolia im Untersuchungsgebiet bezogen auf Trockenmasse standing crop
(Mittelwert aus allen Proben jeder Art, n=32)
Pflanzenart
Kohlenstoff Stickstoff Phosphat Kalium
[kg/t] [kg/ha] [kg/t] [kg/ha] [kg/t] [kg/ha] [kg/t] [kg/ha]
Carex riparia 454,7 2815,7 16,28 100,78 2,36 14,61 19,02 117,75
Glyceria maxima 439,67 4014,42 14,07 128,42 2,78 25,38 9,86 90,03
Typha latifolia 434,32 6193,72 14,85 211,77 2,23 31,77 15,72 224,18
N, P, K [kg/ha]
250
200
150
100
50
0
Carex riparia Glyceria maxima Typha latifolia
Art
K N P
Abbildung 55: Mittlere K-, N- und P-Gehalte von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha
latifolia pro ha bezogen auf Trockenmasse standing crop (Mittelwert aus allen Proben jeder Art,
n=32)
5.5.3. Identifikation der Trophie mittels Biomasse
In wiedervernässten Mooren ist die Einschätzung der Trophie nach bewährten Methoden
schwierig, da es sich um dynamische Systeme handelt, in denen sich erst allmählich wieder
ein Gleichgewicht zwischen Stoffhaushalt und Vegetation einstellt. Neben der
bioindikatorischen Standortsansprache und der wasserchemischen Analyse sollte deshalb
auch die trophische Kennzeichnung über die Untersuchung der Biomasse zur weiteren
Absicherung der Ergebnisse herangezogen werden. Zahlreiche Autoren (SCHWARTZE 1992,
KAPFER 1994, SCHRAUTZER 2001) führen an, dass die Nährstoffkonzentrationen der
oberirdischen Biomasse einen besseren Aufschluss über den Trophie-Status der Vegetation
geben als die Bodengehalte. Weitere Autoren (THERBURG & RUTHSATZ 1989, VEERRKAMP
et al. 1980, BERNHARD et al. 1988) gehen davon aus, dass das Pflanzenwachstum mit
zunehmender Nährstoffversorgung steigt. Dies würde bedeuten, dass sich steigende
Nährstoffgehalte im Boden oder im Überflutungswasser in einer Erhöhung der
Bestandsbiomasse der einzelnen Arten äußern müssten. Im UG konnte diese Aussage
bestätigt werden. So konnte für Glyceria maxima und Typha latifolia an Standorten mit
höheren Phoshat- und Sulfatgehalten im Überflutungswasser eine Zunahme der
oberirdischen Biomasse festgestellt werden (Tabelle 35). Die Produktivität scheint damit ein
guter Indikator für die Trophie eines Standortes zu sein.

5. Diskussion 93
Tabelle 35: Beziehung zwischen mittlerer oberirdischer Biomasseproduktion von Glyceria
maxima und Nährstoffgehalt des Überflutungswassers
Art Glyceria maxima
Wasserstufe 5+/+ 5+/+ 6+/5+ 6+/5+
Trophiestufe
(bioindikatorisch)
reich
sehr reich -
extrem reich
reich
sehr reich -
extrem reich
standing crop
(g TM/m²)
751 883 981 1037
Orthophosphatgehalt-
Wasser (mg/l)
0,15 0,47 0,15 0,47
Sulfatgehalt-Wasser
(mg/l)
14 124 14 124
(TM = Trockenmasse, standing crop = Mittelwerte, Orthophosphat- und Sulfatgehalt = Mittelwert der Intensivfläche)
Die Interpretation der Nährstoffgehalte der Biomasse zur trophischen Kennzeichnung fällt
dagegen schwer (Abbildung 56 bis 58). Höhere Stickstoffgehalte treten bei Typha latifolia
beispielsweise am hochproduktiven Standort TZc aber auch am weniger produktiven
Standort TBa auf. Carex riparia zeigt an hoch produktiven Standorten sowohl niedrige
(Standort CZd) als auch hohe N-Konzentrationen (Standort CBb). Für Glyceria maxima
konnten an Standorten mit geringerer Produktivität sowohl die höchsten (GBb) als auch die
niedrigsten N-Konzentrationen (Gba) festgestellt werden. Auch der P-Gehalt der Biomasse
lässt keine Trophiereihung erkennen. Häufig kommen die höheren P-Konzentrationen in der
Biomasse an bioindikatorisch eutroph eingestuften Standorten vor (z. B. GBb, CBb),
allerdings können auch sehr geringe P-Gehalte auftreten (z. B. in Gba). Die K-
Konzentrationen ergeben ebenfalls keinen klaren Gradienten. Bioindikatorisch eutroph
eingestufte Standorte mit geringerer Produktivität der Biomasse (Cba, Tba) weisen sehr
hohe K-Konzentrationen auf. Hochproduktive Standorte mit bioindikatorisch polytrophen
Status (CZd, TZc) zeigen dagegen nur geringe Konzentrationen. Bei Glyceria maxima ist
diese Beziehung dagegen umgekehrt. Auch BEITZ (2004) fand nur einen schwach
ausgeprägten Bezug zwischen K- sowie P-Gehalt der oberirdischen Biomasse und dem
Trophiegradienten.
Trockensubstanz [g/m²]
1750
1500
1250
1000
750
500
250
0
TZc
TZd TBa
GZc TBb
GZd
GBa
GBb
CZd CBb
CZc
CBa
0 5 10 15 20
Stickstoffgehalt [g/kg TS]
Abbildung 56: Vergleich von mittlerem Trockensubstanzertrag und mittlerem Stickstoffgehalt
der oberirdischen Biomasse

94 5. Diskussion
Trockensubstanz [g/m²]
1750
1500
1250
1000
750
500
250
0
TZd
TZc
TBa
TBb
GZd
GBa
CZd
CZc
GZc
CBb GBb
CBa
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5
Phosphatgehalt [g/kg TS]
Abbildung 57: Vergleich von mittlerem Trockensubstanzertrag und mittlerem Phosphatgehalt
der oberirdischen Biomasse
Trockensubstanz [g/m²]
1750
1500
1250
1000
750
500
250
0
GZd
GBb
GBa
TZd TBb
GZc
TCc
CZd
CZc
CBb
TBa
CBa
0 5 10 15 20 25
Kaliumgehalt [g/kg TS]
Abbildung 58: Vergleich von mittlerem Trockensubstanzertrag und mittlerem Kaliumgehalt der
oberirdischen Biomasse
(Abkürzungen für Abb. 56-58: Cba = Carex riparia-Standort Bugewitz a, CBb = Carex riparia-Standort Bugewitz b, CZc = Carex
riparia-Standort Zartenstrom c, CZd = Carex riparia-Standort Zartenstrom d, Gba = Glyceria maxima-Standort Bugewitz a, GBb
= Glyceria maxima-Standort Bugewitz b, GZc = Glyceria maxima-Standort Zartenstrom c, GZd = Glyceria maxima-Standort
Zartenstrom d, Tba = Typha latifolia-Standort Bugewitz a, TBb = Typha latifolia-Standort Bugewitz b, TZc = Typha latifolia-
Standort Zartenstrom c, TZd = Typha latifolia-Standort Zartenstrom d, TS = Trockensubstanz)
THERBURG & RUTHSATZ (1989) kommen zu dem Schluss, dass Biomasseanalysen von
Pflanzen als Maßstab für die Nährstoffversorgung eines Standortes nur bedingt geeignet
sind, da durch Anpassungen wie der Anlage von Nährstoffpools oder interner
Nährstoffkreisläufe eine höhere Standortstrophie vorgetäuscht werden kann. Außerdem
halten Pflanzen eine gewisse Nährstoffkonzentration in ihrem Gewebe aufrecht, so dass sie
relativ unabhängig von der Nährstoffnachlieferung des Bodens sind. Vorstellbar ist
außerdem, dass das Phosphor- und Kaliumaufnahmevermögen der Pflanzen vor allem vom
Wasserstand abhängig sein könnte. An sommerlich trockenfallenden Standorten werden
Phosphat und Kalium beispielsweise stärker festgelegt, so dass die Diffusion dieser
Nährstoffe in die Pflanzenwurzeln gehemmt ist (ebd. 1989). Bekannt ist weiterhin, dass
einige Pflanzen Kalium und Phosphor über ihren Bedarf hinaus aufnehmen (Luxuskonsum),
was zu hohen Nährstoffkonzentrationen in der Biomasse führen kann. Aber auch wenn
andere Wachstumsfaktoren ins Minimum geraten, treten hohe Nährstoffkonzentrationen in
der Biomasse auf (INGESTADT 1981).

5. Diskussion 95
5.6. Vegetationsentwicklung
Da die Wiedervernässung intensiv genutzter Niedermoore überwiegend erst seit Mitte der
1990er Jahre erfolgte, finden sich in der Literatur zur Vegetationsentwicklung dieser
Standorte bisher nur wenige Darstellungen. Erste Entwicklungslinien der Vegetation im
Peenetal zeigen beispielsweise die Arbeiten von KOZULINA et al. (1998) und TIMMERMANN
et al. (1999) für den Polder Pentin, von PRAGER (2000) für das Anklamer Stadtbruch, von
LEIN (2001) und SCHULZ (2002) für den Polder Ziethen 2 und von VEGELIN (2003) sowie
VEGELIN & SCHULZ (in Vorbereitung) für den Polder Randow-Rustow. Weitere
Untersuchungen wiedervernässter Niedermoore geben EGGELSMANN (1989), HARTER &
LUTHARDT (1996a, b, 1997), LANDGRAF (1998), MÜNICH (1998), ROTH (1999), SCHOPP-
GUTH (1999), TIMMERMANN (1999, 2003a) und PFADENHAUER et al. (2000).
5.6.1. Artenvielfalt der Gefäßpflanzen im Untersuchungsgebiet
Einen zusamenfassenden Überblick aller im UG vorhandenen Pflanzenarten einschließlich
ihres Gefährdungs-Status zeigt die Gesamtartenliste in Anhang 7. Im UG ließen sich
insgesamt 90 höhere Pflanzen nachweisen. Diese eher niedrige Artenzahl geht auf das
weiträumige Vorherrschen relativ ähnlicher Standortbedingungen zurück. Die Artenvielfalt
der einzelnen Polderflächen war allerdings sehr unterschiedlich. Im Polder Bugewitz waren
mit 83 Arten nahezu alle der im Gebiet vorhandenen Pflanzenarten präsent. Dies liegt
vermutlich v. a. daran, dass hier ein stärkerer standörtlicher Gradient ausgebildet ist als
beispielsweise im Polder Rosenhagen, wo insgesamt nur 36 verschiedene Arten zu finden
waren. Die sehr niedrige Gesamtartenzahl dieses Polders resultiert aus seiner geringen
Größe und den für das Pflanzenwachstum eher ungünstigen Standortbedingungen.
Besonders der flächenhafte und starke Dauerüberstau ermöglicht nur wenigen, speziell
angepassten Arten ein Vorkommen.
Tabelle 36: Gefährdete Pflanzenarten im Untersuchungsgebiet und ihre Verbreitung nach
FUKAREK (1992)
Art Gefährdungskategorie Vorkommen
Achilea ptarmica 3! ZS, Bug
Carex disticha 3! ZS, Bug, Kamp, Ros
Hippuris vulgaris 1!!! ZS
Hydrocharis morsus-ranae 3! ZS, Bug, Kamp, Ros
Myriophyllum verticilliatum 2!! Bug, Kamp
Potamogeton berchtholdi 2!! Bug, Ros
Thalictrum flavum 2!! ZS, Bug
Utricularia vulgaris 3! Bug, Ros
Acht der gefundenen Arten gelten nach der Roten Liste der gefährdeten Pflanzen
Mecklenburg-Vorpommerns (FUKAREK 1992) als gefährdet (Tabelle 36). Den höchsten
Anteil gefährdeter Arten wies der Polder Bugewitz auf. Während einige gefährdete Arten wie
Hydrocharis morsus-ranae oder Carex disticha bereits relativ häufig angetroffen werden
konnten, waren andere Arten wie Thalictrum flavum oder Achilea ptarmica nur gering
verbreitet. Als besonders gefährdet dürfte Hippuris vulgaris eingeschätzt werden. FUKAREK
(1992) weist darauf hin, dass diese heute vom Aussterben bedrohte Art früher in den Prielen
von Salzwiesen häufig vorgefunden werden konnte.

96 5. Diskussion
Abbildung 59: Hippuris vulgaris am Zartenstrom
5.6.2. Vegetationsentwicklung und Vegetationsformenkonzept
Die Anwendung des Vegetationsformenkonzeptes war 1998 nach knapp 3jähriger
Vernässungsdauer nur bedingt möglich, da die Vegetation zeitlich verzögert auf die
sprunghafte Veränderung der Standortfaktoren reagiert. Häufig kamen Zerfallsphasen vor, in
denen sowohl Arten der vorherigen Vegetationsfom als auch Arten des sich neu
entwickelnden Vegetationstyps auftraten (PRAGER 2000). Derzeit sind die
standortunangepassten Arten der Ausgangsvegetation wie z. B. Deschampsia cespitosa,
Agropyron repens, Calamagrostis epigejos oder Dactylis glomerata verschwunden. Dagegen
konnten sich standortangepasste Arten wie Ceratophyllum submersum, Spirodela polyrhiza,
Typha latifolia, Carex riparia, Glyceria maxima oder Phragmites australis stark ausbreiten, so
dass sich die Vegetationseinheiten stabilisieren konnten. Die Vegetation hat damit einen
enormen Wandel vollzogen, befindet sich aber weiter in einem dynamischen Zustand.
Die Auswertung der Vegetationsaufnahmen ergab, dass sich das Datenmaterial, trotz
Vorherrschens starker Faziesbildungen, i. d. R. ziemlich eindeutig bestimmten
Vegetationsformen zuweisen ließ. Dies betraf vor allem die sehr tief liegenden Standorte der
Wasserstufe 6+, wo der Vegetationswechsel auf Grund der starken Wasserstufenänderung
besonders schnell und klar erkennbar erfolgte. Widersprüche zwischen Abiotik und Biotik
traten nur noch selten auf. Beispielsweise kamen in den weniger stark überstauten
Bereichen der Wasserstufe 6+ gelegentlich noch 5+ Zeiger wie Carex acuta, Carex disticha
und Juncus effusus mit geringer Deckung vor, wodurch eine sichere bioindikatorische
Zuordnung der Wasserstufe stellenweise erschwert war. Mit einem Flächenanteil von ca.
50 % traten auch noch artenarme Initialphasen auf, so dass deutlich ausgeprägte
Vegetationsformen wie sie KOSKA et al. (2001b) beschreiben noch nicht im gesamten UG
flächendeckend etabliert sind.
Teilweise bereitete auch die sichere bioindikatorische Differenzierung der Trophie Probleme.
Im Bereich der Wasserstufe 5+ kamen gelegentlich noch sehr artenarme Dominanzbestände

5. Diskussion 97
aus Carex riparia und Glyceria maxima vor. Arten, die eine trophische Abstufung erlauben,
sind dagegen vermutlich aufgrund der Kürze der Entwicklungzeit noch nicht eingewandert.
Die sichere Ansprache der Vegetationsformen ist jedoch an das Vorhandensein mehrerer
mittel- bis hochsteter Artengruppen gebunden (KOSKA 2001b). Die Einordnung dieses
Datenmaterials ins Vegetationsformenkonzept ist deshalb als hypothetisch zu betrachten.
Nach LEIN (2001) werden wiedervernässte Standorte anhand ihrer Artengruppen oft reicher
eingestuft als es die Bodenkennwerte zeigen. Sie führt dies darauf zurück, dass Arten, die
nährstoffärmere Verhältnisse anzeigen noch nicht eingewandert sind. Beachtet werden sollte
allerdings, dass die Vegetation durch die höhere Trophie des Überflutungswassers besser
ernährt werden könnte als durch die Resttorfe (GREMER 1996). Auch im UG wird die
Einwanderung weiterer, neuer Arten in artenarme Pflanzenbestände vermutlich noch
Jahrzehnte andauern. KOSKA (2001b) weist auch darauf hin, dass junge Stadien im
Umschichtungsprozess hinsichtlich Bioindikation und typologischer Einordnung nur unter
Vorbehalt interpretierbar sind. Ausgeprägte Dominanzbildungen werden oft von Störungen,
Umschichtungen und Zufälligkeiten der Ausbreitung verursacht. Extreme
Standortbedingungen, wie sie nach einer Wiedervernässung bestehen, stellen einen
bedeutenden Sressfaktor dar, der sich in der z. T. sehr starken Faziesbildung widerspiegelt.
Bis sich im gesamten UG stabile Vegetationstypen etabliert haben, wird noch einige Zeit
vergehen. Daher stellt die Anwendung des Vegetationsformenkonzeptes einen Versuch dar,
die eingetretene Vegetationsdynamik zu beschreiben und zu klassifizieren.
Nach Ansicht des Autors ist die Aussagekraft über die Ausbreitung torfbildender Arten bei
der Kartierung der Vegetationsformen wiedervernässter Moore begrenzt. Eine Ergänzung
stellt daher die Kartierung der Vegetationsformen auf Fazies-Ebene in den Intensivflächen
dar.
5.6.3. Vegetationsentwicklung im Untersuchungsgebiet
In Abhängigkeit von der Geländehöhe und damit der potenziellen Überflutungshöhe und -
dauer, der Trophie sowie der Zusammensetzung der Vegetation vor der Vernässung hat in
den Poldern des Untersuchungsgebietes eine differenzierte Vegetationsentwicklung
eingesetzt. Nachfolgend soll die Vegetationsentwicklung des gesamten Gebietes hinsichtlich
des vorhandenen hydrologischen Gradienten diskutiert werden.
Einen zusammenfassenden Überblick über die Vegetationsentwicklung in den einzelnen
Poldern des Untersuchungsgebietes enthält Tabelle 37.
Standorte der Wasserstufe 6+/+
An Standorten der Wasserstufe 6+/+ sind fast alle Arten der Ausgangsvegetation
abgestorben. Derzeit erfolgt eine massenhafte Ausbreitung von Ceratophyllum submersum
und Ceratophyllum demersum. Die Arten bilden dichte Schwebematten, die meist das
gesamte Wasservolumen ausfüllen. Nach MERTZ (2000) wird Ceratophyllum demersum
durch mächtige Faulschlammablagerungen gefördert. Über vegetative Vermehrung durch
Zerbrechen der Sprosse kann die Art Gewässer rasch besiedeln. Ceratophyllum
submersum gilt dagegen als typische Art meso- bis eutropher, sauberer Kleingewässer, die
sich im Sommer stark erwärmen (SCHUBERT et al. 1995, BERG et al. 2004). Auch
Myriophyllum verticilliatum, Potamogeton natans, P. berchtoldii und Utricularia vulgaris
siedeln sich allmählich an flach aquatischen Standorten an. Eine Ausbreitung von Utricularia
vulgaris beschreibt auch VEGELIN (2003) für den Polder Randow-Rustow. Er führt dies auf
eine Verbesserung der Wasserqualität zurück.

98 5. Diskussion
Tabelle 37: Überblick über die Vegetationsentwicklung im Anklamer Stadtbruch
Wasserstufe
Polder Bugewitz Polder Rosenhagen u. Kamp-Ost Polder Zartenstrom
6+/+ -bis auf Phragmites australis und -bis auf Phragmites australis, Carex -bis auf Phragmites australis, Carex
Carex riparia Ausgangsvegetation riparia und C. acutiformis
riparia und Bolboschoenus
vollständig abgestorben,
Ausgangsvegetation vollständig maritimus Ausgangsvegetation
-massenhafte Ausbreitung von abgestorben,
abgestorben,
Ceratophyllum submersum, Lemna -massenhafte Ausbreitung
-massenhaftes Auftreten von
minor, Spirodela polyrhiza,
von Ceratophyllum submersum Lemna gibba und Lemna minor,
seltener Utricularia vulgaris, Pota- und C. demersum, Lemna minor, -Submersvegetation fehlt oder ist
mogeton natans und Hydrocharis Spirodela polyrhiza, seltener nur schwach ausgebildet,
morsus-ranae,
Utricularia vulgaris, Potamogeton -mäßig bis z.T. starke
-dichte Grünalgenmatten,
natans, Myriophyllum verticilliatum Durchdringung mit Phragmites
-mäßige Durchdringung mitTypha und Hydrocharis morsus-ranae, australis, Typha latifolia und
latifolia und Typha angustifolia, -dichte Grünalgenmatten,
Typha angustifolia, seltener
seltener mit Sparganium erectum -sehr geringe Durchdringung mit Carex riparia
und Carex riparia
Typha latifolia, Typha angustifolia
6+/5+ -Ausgangsvegetation fast komplett -nur noch Juncus effusus,
-nur noch geringer Anteil
abgestorben,
Phragmites australis, Carex perduranter Arten,
-massenhafte Ausbreitung von riparia und C. acutiformis als -massive Entwicklung von Typha
Typha latifolia,
Arten der Ausgangsvegetation latifolia,
-Juncus effusus und Carex disticha vorhanden,
-starke vegetative Ausbreitung
können sich erhalten,
-starke Ausbreitung von Typha von Phragmites australis,
-Phragmites australis, Glyceria latifolia,
-z. T. starke Besiedlung mit
maxima, Carex riparia u. C. acuta -vermutlich mäßige vegetative Bolboschoenus maritimus,
z. T. in Ausbreitung begriffen, Ausbreitung von Phragmites Schoenoplectus tabernaemon-
-Spirodela polyrhiza, Lemna
australis, Carex acutiformis u. C. tani und Carex riparia,
minor u. Hydrocharis morsus- riparia
-häufiges Auftreten von Lemna
ranae treten mit hoher Stetigkeit -Schwimmdecken aus Lemna gibba und Lemna minor, seltener
auf,
minor und Spirodela polyrhiza auch Spirodela polyrhiza und
-gut entwickelte Submersvegetation
Hydrocharis morsus-ranae
5+/+ -nur noch wenige Arten der
-überwiegend Ausbreitung von -sehr starke Entfaltung von Typha
Ausgangsvegetation vorhanden, Carex riparia, Glyceria maxima latifolia, Lemna minor u. L. gibba,
-starke Ausbreitung von
und Typha latifolia
-aber auch ausgedehnte
Typha latifolia, Carex riparia, -Phalaris arundinacea bildet noch Dominanzbestände aus Carex
C. acuta und Glyceria maxima Dominanzbestände,
riparia, C. acutiformis und
-sehr selten Jungwuchs von Salix Phragmites australis, seltener
cinerea
Glyceria maxima und
Bolboschoenus maritimus,
-häufiges Auftreten von
Schoenoplectus tabernaemontani
-Phalaris arundinacea bildet noch
Dominanzbestände,
-trockenfallende Schlammfluren
mit Polygonum hydropiper,
-sehr selten Ansiedlung von Salix
cinerea und Alnus glutinosa
5+/4+ -Glyceria maxima bildet
ausgedehnte Dominanzbestände,
-Phalaris arundinacea kommt
nur noch sporadisch vor,
-häufiges Auftreten von Bidens-
Arten und Atriplex prostrata
-z.T. Ausbreitung von Carex
riparia,
-sehr selten Ansiedlung von
Salix cinerea
- -
4+/+ - -starke Ausbreitung von
-höherer Anteil an Arten aus der
Phragmites australis, Calystegia Ausgangsvegetation,
sepium und Urtica dioica
-starke Ausbreitung von
Phragmites australis, Calystegia
sepium, Humulus lupulus und
Urtica dioica

5. Diskussion 99
Abbildung 60: Blühaspekt von Utricularia vulgaris im Polder Bugewitz (August 2003)
Nach SUCCOW & RUNZE (2001) und TIMMERMANN (2003a) erfolgt an ständigen
Flachwasserstandorten größerer Tiefe eine rasche Entfaltung von Schwebematten,
Tauchfluren und Schwimmdecken aus Ceratophyllum, Potamogeton, Lemna und Spirodela.
Erst allmählich breiten sich hier zunehmend Typha und später auch Phragmites aus. Die
ganzjährig hoch überstauten Flächen des Untersuchungsgebietes weisen bereits z. T. eine
mosaikartige Struktur aus Typha latifolia und Typha angustifolia auf. Dabei werden die
tieferen Bereiche vornehmlich von Typha angustifolia besiedelt. Laut WEISNER (1993)
fördert ein Überstau von mehr als 25 cm die Dominanz von Typha angustifolia. Eine
spontane Etablierung von Typha latifolia konnte bereits von PRAGER (2000) im ASB
beobachtet werden. Nach WEGENER (1998) kann sich die Art sogar bei ständigem
Flachwasserregime ansiedeln. Auch im UG konnte eine Unterwasserkeimung von Typha und
von Sparganium erectum beobachtet werden, was dafür spricht, dass an diesen Standorten
künftig eine weitere Ausbreitung dieser Arten möglich sein dürfte. Sparganium erectum war
vermutlich schon vor der Überflutung an Entwässerungsgräben vorhanden. Von hier aus
dringt die Art sehr schnell in Offenwasserbereiche vor und bildet großflächig
Dominanzbestände. In Ruhewasserzonen bildet auch Eleocharis palustris kleinflächige
Dominanzbestände. Vermutlich kann auch diese Pionierart unter Wasser keimen (vgl. LEIN
2001).
Mit mittlerem Flächenanteil treten im UG auch noch Offenwasserbereiche ohne oder mit nur
sehr geringer Vegetationsbedeckung auf. An diesen Standorten erfolgte im Juni eine
massenhafte Entfaltung von Faden-Grünalgen. Nach STICHMANN (1999) sind solche
Grünalgenwatten kennzeichnend für stärker erwärmende, nährstoffreiche Kleingewässer.
Vermutlich haben die Grünalgen im UG eine besondere Bedeutung bei der Bindung
überschüssiger Phosphate.

100 5. Diskussion
Abbildung 61: Offene Wasserfläche mit Massenentwicklung von Fadengrünalgen im Polder
Bugewitz (Juni 2003)
Auch Polygonum amphibium bildet als Art der Ausgangsvegetation in der aquatischen Form
an einigen Stellen Dominanzen. MERTZ (2000) geht davon aus, dass die Art große
Wasserstandsschwankungen erträgt. Außerdem gilt sie als Indikator für
Phosphorüberschuss. Vielfach konnte jedoch ein Absterben des Wasserknöterichs
beobachtet werden. Nach PAULIG (2003, mdl. Mitteilung) sind die Bestände aus Polygonum
amphibium in den letzten Jahren deutlich rückgängig.
Eine weitere Art, die im Gebiet 1998 noch häufig auftrat, nun aber nur noch selten vorkommt,
ist Lemna gibba. Dagegen konnte sich Spirodela polyrhiza stark ausbreiten. Sie dominiert
jetzt neben Lemna minor. Diese Entwicklung dürfte auf eine Nährstoffverringerung
hinweisen, da Lemna gibba im UG die polytrophen Standorte präferiert. Nach WILMANNS
(1998) bevorzugt die bucklige Wasserlinse sehr nährstoffreiche Gewässer mit
Faulschlammbildung. Die Wasserlinsen können über Jahrzehnte Dauerinitialgesellschaften
bilden, wobei besonders dichte Decken das Aufkommen von Folgegesellschaften sogar
verhindern können (ebd. 1998).
Phragmites australis kommt bei ganzjährigem Überstau nur in Bereichen vor, in denen es
sich vermutlich schon vor der Wiedervernässung befand. Von hier aus wandert es langsam
in die Flächen ein. Von umgebrochenen Schilfhalmen ausgehend, konnte seit 1998 z. B. ein
Vordringen der Art von bis zu 5 m festgestellt werden (entspricht etwa 0,5 - 2,5 m pro Jahr
bei TIMMERMANN 1999). Dabei erfolgt an den Nodien ein rascher Austrieb und eine kräftige
Wurzelbildung.
Weitere wichtige Faziesbildner höher überstauter Bereiche sind auch Carex riparia und C.
acutiformis. Eine Spontanansiedlung der verschiedenen Carex-Arten ließ sich im 6+/+
Bereich nicht beobachten. Die großflächigen Vorkommen von Carex riparia und Carex
acutiformis konnten sich nur dort entwickeln, wo die Arten schon vor der Wiedervernässung
inselhaft vorkamen. Eine vegetative Ausbreitung dieser Bestände über Rhizome wurde noch

5. Diskussion 101
bei einem Wasserstandsmedian von +38 cm (Sommer-Herbst-Halbjahr) beobachtet. Das
flächenhafte Vordringen dieser Arten erfolgt häufig von Grabenrändern ausgehend.
Abbildung 62: Teichsimsen-Schilf-Wasserried mit Carex acutiformis im Polder Rosenhagen
Eine Besonderheit stellt das Vorkommen freischwimmender Carex riparia- und Carex
paniculata-Bulte dar. Hierbei könnte es sich um Degradationsstadien handeln.
Fäulnisprozesse im Wurzelraum dürften u. a. zu einer Abtrennung der Pflanze vom
Ausgangsbestand geführt haben. Aber auch laterale Erosionserscheinungen entlang von
Entwässerungsgräben (Wassererosion) könnten für eine Ablösung vom Ausgangsbestand
verantwortlich sein. Ähnliche Beobachtungen konnten auch für Carex acutiformis in anderen
Wiedervernässungsgebieten gemacht werden (SCHULZ 2002). Vermutlich liegt damit ein
weiterer Ausbreitungsvektor vor.
Juncus effusus bildet in stärker überstauten Bereichen nur selten ausgeprägte
Dominanzbestände. Bei einem Sommer-Herbst-Median von +33 cm Überstauhöhe konnte
örtlich allerdings noch eine Deckung von bis zu 70 % festgestellt werden. Vermutlich ist die
Art in der Lage sich an sehr hohe Wasserstände anzupassen. Ein noch größerer Überstau
dürfte aber zum Verschwinden der Flatterbinse führen.
Im Polder Zartenstrom erfolgte außerdem eine spontane Etablierung von Bolboschoenus
maritimus und Schonoplectus tabernaemontani (Abbildung 63). Nach WILMANNS (1998) ist
die Salzteichbinse die am weitesten in salzbeeinflusste Stillgewässer vordringende
Pionierart. Für Bolboschoenus maritimus konnte außerdem eine rasche vegetative
Ausbreitung beobachtet werden. Die Art bildet auch unter Wasser weit kriechende Rhizome
aus und kann somit offene Wasserflächen rasch besiedeln.

102 5. Diskussion
Abbildung 63: Teichsimsen-Schilf-Wasserried mit Schoenoplectus tabernaemontani
Standorte der Wasserstufe 6+/5+
Kennzeichnende Arten für permanente Flachgewässer geringerer Tiefe (Wasserstufe 6+/5+)
sind neben den oben genannten Arten der Schwimmdecken und Schwebematten Acorus
calamus, Glyceria maxima, Carex acutiformis, C. riparia, C. pseudocyperus, C. acuta, C.
disticha und Schoenoplectus tabernaemontani.
Acorus calamus und Glyceria maxima besiedeln vorwiegend Grabenränder, von wo aus sie
weiter vegetativ in die Fläche vordringen. Glyceria maxima überwuchs an mehreren Stellen
ehemalige Entwässerungsgräben in Form von Schwingdecken (Abbildung 64). Die Art puffert
so die Wasserstandsschwankungen.
Carex acuta und C. disticha kommen im 6+/5+ Bereich lediglich im Polder Bugewitz mit
größeren Anteilen vor. Es handelt sich um Standorte, an denen durch sommerliche
Transpirationsverluste eine Absenkung des Wasserstandes auf 10 - 20 cm über Flur erfolgt,
was die Erhaltung dieser Bestände fördert (vgl. VEGELIN & SCHULZ, in Vorbereitung). Nach
eigenen Beobachtungen ist jedoch bei stärkerem Überstau (Wasserstufe 6+/+) mit dem
Verschwinden dieser Arten zu rechnen. Bei sommerlichen Wasserständen von nur wenigen
cm über Flur ist auch eine generative Ausbreitung der verschiedenen Carex-Arten denkbar
(ROTH 1999). Unter wechselnassen Bedingungen kann sich auch Typha latifolia rasch
ausbreiten. Ein Absinken der Wasserstände im Sommer dürfte die Keimung dieser Art
begünstigen. Außerdem tritt Bidens cernua als einzige Art der im ASB vorkommenden
Zweizahnarten auch bei permanentem Überstau auf.

5. Diskussion 103
Abbildung 64: Schwingdeckenbildung mit Glyceria maxima im Flutgraben (September 2003)
Standorte der Wasserstufe 5+/+
Auch an allen gleichmäßig nassen Standorten (Wasserstufe 5+/+) kommt es zu einer
massenhaften Keimung von Typha latifolia. Besonders offene Schlammböden werden rasch
von dieser Art besiedelt. Nach LEIN (2001) lagern sich die Torfschlämme vor allem an
Deichdurchbruchstellen durch das ständige Ein- und Ausströmen von Wasser ab. Auch am
Zartenstrom befinden sich zwei Deichdurchbrüche, an denen eine ständige
Wasserbewegung erfolgt. Hier konnten beispielsweise ganz besonders mächtige
Schlammböden von über 70 cm festgestellt werden, so dass diese Beobachtung bestätigt
werden kann. Außerdem dürfte die Biomasseablagerung von Typha selbst zu einer weiteren
Schlammakkumulation beitragen. So wiesen alle von Typha latifolia dominierten Standorte
erhöhte Schlammablagerungen auf. Insgesamt erfolgte die Keimung von Typha latifolia in
mehreren Etappen über die Vegetationsperiode verteilt mit deutlichem Schwerpunkt Ende
Juli. LOMBARDI et al. (1997) fanden heraus, dass für die Keimung des Rohrkolbens
wechselnde Temperaturen von 20 bis 30 °C und eine Photoperiode von 12 Stunden optimal
sind.
Aktuell werden die Typha-Dominanzbestände zunehmend mit Großseggen durchsetzt, unter
polytrophen Bedingungen mit Carex riparia und z. T. mit C. paniculata sowie C.
pseudocyperus, unter eutrophen Bedingungen außerdem mit Carex acuta, C. disticha und
teilweise C. acutiformis. Zwar konnte eine direkte Keimung dieser Arten nicht beobachtet
werden, die zahlreichen Neuvorkommen von Carex riparia in der IF Zartenstrom sprechen
jedoch für eine generative Ansiedlung. Vor allem die frühere Entwicklung dieser Art
gegenüber Typha latifolia dürfte eine Ansiedlung an aufgelichteten Stellen begünstigen.
Phalaris arundinacea zeigt im 5+/+ Bereich unterschiedliche Entwicklungen. An Standorten,
die durch einen häufigen Wechsel von Überflutung und Trockenfallen der Bodenoberfläche
gekennzeichnet sind, kann sich die Art erhalten. An Standorten, die langfristig ausgeglichene
Überstausituationen aufweisen ist es dagegen minusvital. Die absterbenden
Rohrglanzgrasbestände werden meist durch Carex riparia, Typha latifolia, Phragmites
australis und Glyceria maxima besiedelt (Abbildung 65).

104 5. Diskussion
Außerdem wurde eine enorme Ausbreitung von Phragmites australis vor allem im Polder
Zartenstrom festgestellt. Inselhaft durchsetzt die Art bereits größere Flächen. Auch die vielen
Neuvorkommen des Schilfs in der IF Zartenstrom deuten darauf hin, dass neben einer
klonalen Ausbreitung auch eine generative Vermehrung stattfindet. ELLENBERG (1986) gibt
an, „dass sich Typha durch Samen viel erfolgreicher vermehrt als Phragmites und nackten
Schlamm von Anfang an in dichten Rasen besetzt. Auch wenn das vegetativ so kräftige
Schilf eine hohe Samenproduktion aufweist und diese durch den Wind ähnlich weit
verfrachtet werden wie die Typha-Samen, ist die Keimfähigkeit der Samen oft gering.
Zusätzlich kann Pilzbefall die Fruchtreife verhindern.“ ROTH (1999) stellt dagegen heraus,
dass Phragmites eine hohe Keimfähigkeit aufweist, der Samenansatz in den Rispen jährlich
aber stark schwankt. Die einmal von Phragmites eroberten Standorte werden im UG nicht
mehr mit Typha durchsetzt.
Abbildung 65: Umschichtung eines Rohrglanzgras-Dominanzbestandes im Polder Zartenstrom
im August 2003
Standorte der Wasserstufe 5+/4+
An wechselnassen, sommerlich trockenfallenden Standorten (Wasserstufe 5+/4+) konnten
sich wenige Arten der Ausgangsvegetation wie Phalaris arundinacea, Juncus effusus,
Agrostis stolonifera und Glyceria maxima ausbreiten.
Nach SUCCOW & RUNZE (2001) siedeln sich auf phasenhaften Flachwasserstandorten
kurzzeitig massenhaft Phalaris arundinacea und seltener Glyceria maxima an. Es könnte
sich um Dauergesellschaften handeln, die allmählich von ausläuferbildenden Großseggen
durchdrungen werden. Im UG konnte eine ähnliche Entwicklung beobachtet werden.
Phalaris arundinacea bildet allerdings nur noch kleinflächig hochproduktive
Dominanzbestände.
Während die Dreieckswiese 1998 noch vollständig von Phalaris arundinacea dominiert
wurde (PRAGER 2000), kommt es derzeit nur noch mit mäßigem Flächenanteil vor. Dagegen
erfolgt eine zunehmende Besiedlung dieser Fläche mit Glyceria maxima. Der

5. Diskussion 105
Wasserschwaden verursacht eine extreme Streuproduktion (Abbildung 66), so dass die
Keimung anderer Arten gehemmt wird. Nach SCHUBERT et al. (1995) erträgt die Art sowohl
langandauernde und hohe Überflutungen, als auch längeres Trockenfallen der
Bodenoberflächen. Daher dürfte Glyceria maxima gegenüber Phalaris arundinacea einen
Konkurrenzvorteil besitzen, da das Rohrglanzgras an wechselnassen Standorten, die durch
anhaltende winterliche Überflutung gekennzeichnet sind, mit verminderter Fitness reagiert.
Abbildung 66: Streuakkumulation von Glyceria maxima (Dreieckswiese) im Juni 2003
An wechselnassen Standorten (Wasserstufe 5+/4+), die von Glyceria maxima und Phalaris
arundinacea dominiert werden, erfolgt auch eine inselhafte Besiedlung mit Carex riparia, C.
acuta und C. disticha, die vermutlich von vorhandenen Beständen weiter vegetativ
vordringen. Besonders in der Feinkartierungsfläche Bugewitz werden die
Rohrglanzgrasbestände bereits stark von der Schlanksegge durchsetzt. Sie profitiert
vermutlich von der Überflutungsdynamik. Laut HELLBERG (1995) wird die Vitalität der
Schlanksegge durch starke Frühjahrsvernässung (Wasserstufe 5+/4+) sehr gefördert, so
dass sie mit höherem Wuchs, vermehrter Triebbildung und erhöhter Fertilität reagiert.
Auf trockenfallenden Schlammfluren, ist auch eine kurzzeitige Massenausbreitung von
Polygonum hydropiper und Bidens tripartita möglich. Im Polder Bugewitz traten auf
trockenfallenden Schlammflächen auch größere Initialgesellschaften aus Eleocharis palustris
und Sparganium erectum auf. Auch einige Typha-Dominanzbestände zeigten noch einen
dichteren Unterwuchs aus Eleocharis palustris. Die Sumpfbinsenbestände waren in dieser
Form jedoch minusvital. Nach MERTZ (2000) reagiert die Art empfindlich auf Beschattung
und wird mit dem Einwandern hochwüchsiger Arten rasch verdrängt.
Scheinbar ist die Ausbreitung von Typha latifolia an phasenhaften Flachwasserstandorten
nur begrenzt möglich, da sich hier häufig Arten der Ausgangsvegetation mit dichten
Beständen erhalten können und ausgeprägte Schlammböden nur selten vorkommen.
Vermutlich wird der Rohrkolben an diesen Standorten außerdem schnell vom
Wasserschwaden verdrängt. Beispielsweise wurden in dichten Beständen aus Glyceria

106 5. Diskussion
maxima noch unvollständig mineralisierte Reste von Typha latifolia aus der vergangenen
Vegetationsperiode entdeckt, wogegen die Art jetzt fehlte. Einen hemmenden Einfluss auf
das Wachstum des Rohrkolbens dürfte auch die höhere sommerliche Trockenheit dieser
Standorte nehmen.
Auch Agrostis stolonifera bildete an phasenhaften Überflutungsstandorten gelegentlich
Flutrasen. Bei steigenden Wasserständen war häufig ein Aufschwimmen dieser Flutrasen mit
charakteristischer Schwingdeckenbildung zu beobachten (vgl. VEGELIN 2003). Vermutlich
werden die Flutrasenbestände jedoch rasch von hochwüchsigen Helophyten verdrängt, da
diese den Boden stark beschatten.
Nach SUCCOW & RUNZE (2001) sind wechselnasse Standorte auch Siedlungsort für
Weiden. Im UG konnte allerdings nur sehr selten eine Ansiedlung von Salix cinerea
beobachtet werden. Eine Gehölzetablierung erfolgt gelegentlich auf Bulten von Juncus
effusus, die etwas höher exponiert sind oder an aufgelichteten Wegabschnitten.
Standorte der Wasserstufe 4+/+
An allen höher gelegenen Standorten (Wasserstufe 4+/+) haben sich hochproduktive
Staudenfluren etabliert, in denen neben Phragmites australis, Phalaris arundinacea und
Solanum dulcamara Nitrophyten wie Urtica dioica und Cirsium arvense dominieren. Die
kleinwüchsigen und kurzlebigen Arten des Intensivgraslandes wie Cerastium holosteoides,
Taraxacum officinale oder Stellaria media wurden durch Lichtkonkurrenz, Streuauflagen und
verschlechterte Keimungsbedingungen verdrängt. Nach JENSEN (1997) „entwickeln sich an
sehr nährstoffreichen Standorten extrem dichte Staudenfluren mit reichlich Bodenstreu, so
dass die Wiesenarten rasch verdrängt werden, die Flächen aber dennoch über Jahrzehnte
gehölzfrei bleiben‘‘.
Abbildung 67 fasst die Vegetationsentwicklung im ASB in einem Ökogramm zusammen.
Tabelle 38 gibt außerdem eine Flächenschätzung der wichtigsten Dominanzarten des
Untersuchungsgebietes.
Tabelle 38: Flächeneinschätzung der wichtigsten Dominanzarten des Untersuchungsgebietes
2003
Art
Polder
Bugewitz
Polder
Rosenhagen
Polder Kamp-
Ost
Polder
Zartenstrom
Gesamtgebiet
offene Wasserfläche 40 ha 10 ha 28 ha 4 ha 82 ha
Lemna gibba - - - 2 ha 2 ha
Ceratophyllum
submersum,
C. demersum
40 ha 34 ha 57 ha

Wasserstufe Trophie 1995 1998 2003 2030
6+ polytroph sr-er Schmalblattrohrkolben- Schmalblattrohrkolben-
Wasserried (IS) Wasserried
eutroph k-r Teichsimsen-Schilf- Teichsimsen-Schilf- Teichsimsen-Schilf-
Wasserried (IS) Wasserried (z.T. IS) Wasserried
5+ polytroph sr-er Wasserkressen- Wasserkressen-
Rohrkolben-Schilf-Ried (IS) Rohrkolben-Schilf-Ried
eutroph r Wasserschierling- Wasserschierling- Wasserschierling-
Großseggen-Ried (IS) Großseggen-Ried Großseggen-Ried
eutroph k Zungenhahnenfuß-
Großseggen-Ried
4+ polytroph sr-er Nachtschatten-Schilf- Nachtschatten-Schilf- Nachtschatten-Schilf-
Staudenflur Staudenflur Staudenflur
eutroph r Sumpfdotterblumen-
Mädesüß-Staudenflur
eutroph k-r Sumpffarn-
Grauweiden-Gebüsch
3+ polytroph sr-er Rohrglanzgras-
Saatgrasland
eutroph r Kriechhahnenfuß- reale Entwicklung
Kohldistelwiese vermutete Entwicklung
mesotroph m Wiesenknopf- Pfeilstärke
Pfeifengraswiese Fett: hoher Anteil
2+ polytroph sr-er Brennnessel-Knaulgras- Dünn: geringer Anteil
Saatgrasland IS: Initialstadium
Abbildung 67: Vegetationsentwicklungsreihe im Anklamer Stadtbruch

108 5. Diskussion
5.6.4. Sukzessionssteuernde Faktoren infolge Wiedervernässung
Sukzessionen bezeichnen gerichtete, nicht-zyklische Vegetationsentwicklungsreihen
(PFADENHAUER 1997), die sich in einer Artenverschiebung äußern (WILMANNS 1998).
Auslöser sind i. d. R. Änderungen abiotischer und/oder biotischer Umweltfaktoren
(DIERSSEN 1990). Im Folgenden werden die wesentlichen, durch die Vernässung
beeinflussten Faktoren und Prozesse der Sukzession aufgeführt, sofern sie aus den
Untersuchungen deutlich wurden.
Erhöhung des Grundwasserspiegels:
Das Ansteigen des Grundwasserspiegels führt zur Eliminierung aller nicht angepassten
Arten. Die höheren Grundwasserstände ziehen weitere Veränderungen nach sich (u. a.
Veränderung des Redoxpotenzials, Erhöhung des pH-Wertes, Nährstoffrücklösung), die die
Sukzession beeinflussen.
Einfluss des Wasserregimes:
Die Vegetation wird auch vom Wasserregime beeinflusst. Vor allem zeitliche Dynamik und
Intensität der Wasserbewegung, die maßgeblich vom Pufferungsgrad der einzelnen Polder
abhängen, nehmen einen Einfluss auf die Vegetationsentwicklung.
Länger währende, ausgeglichene Wasserstände, die für eine starke Pufferung typisch sind
(vgl. GREMER et al. 2000), führen im Allgemeinen zu einem größeren Nässestress für die
Ausgangsvegetation als unter schwach gepufferten Regimen. Der Boden ist länger
überstaut, was zu einem rascheren Ausfall von Arten der Ausgangsvegetation führt.
Ausgeglichene Wasserstände begünstigen weiterhin die Ausbildung einer dichten
Submersvegetation. Außerdem werden unterwasserkeimende Arten wie Sparganium
erectum oder Typha spec. gefördert. Die Keimung von Schilf oder verschiedener
Seggenarten kann dagegen nur an höher liegenden, nicht langfristig überstauten Standorten
erfolgen (SCHÜTZ 1995).
Schwach gepufferter Regime, die durch stärker schwankende Wasserstände
gekennzeichnet sind (vgl. GREMER et al. 2001), führen dagegen zu einer regelmäßigen
Belüftung des Oberbodens, so dass nässeintolerante Arten vermutlich langsamer
geschwächt werden als unter einer starken Pufferung und erst allmählich verschwinden.
Auch für die Keimung von Phragmites australis sowie von verschiedenen Seggenarten sind
häufig schwankende Wasserstände günstiger als langzeitig ausgeglichene
Überstausituationen, da die Arten bevorzugt bei Wasserständen in Flur oder geringfügig
darunter keimen (COOPS & VAN DER VELDE 1995, ROTH 1999). Ein nur geringer
Pufferungsgrad führt im UG im Mittel auch zu höheren Chloridkonzentrationen, da durch die
häufigen Überflutungen ein kontinuierlicher Chlorideintrag Aussüßungsprozesse
kompensiert. Daraus dürfte auch das verstärkte Auftreten salztolerierender Arten wie
Bolboschoenus maritimus oder Schoenoplectus tabernaemontani resultieren. Auf schwach
gepufferten Flächen trat außerdem vor allem polytraphente Vegetation auf. Starke
Wasserstandsschwankungen könnten hier zu einer höheren Mineralisierung und damit zu
höherer Nährstoffverfügbarkeit beitragen.
Eutrophierung / Nährstoffverringerung:
Eutrophierung erfolgt vor allem durch interne Nährstofffreisetzung, externe Stoffzufuhr,
Mineralisierung von Biomasse und weiträumige Nährstoffverteilung durch das
Überflutungswasser. Sie führt zu einer höheren Biomasseproduktion und damit zu einer
stärkeren Beschattung des Bodens, so dass konkurrenzstarke, hochwüchsige
Dominanzarten gefördert werden. Eine Nährstoffabnahme wird dagegen durch
Auswaschungsprozesse, Festlegung in mikrobieller Biomasse, Speicherung in pflanzlicher
Biomasse, Torfbildung sowie durch chemische und physikalische Sorption ermöglicht
(KOPPISCH 2001c). Sie sorgt für eine geringere Biomasseproduktion und begünstigt damit
die Ansiedlung konkurrenzschwächerer, lichtliebender Arten. Im UG verursachte v. a. die P-

5. Diskussion 109
Rücklösung kurzzeitig eine rasante Nährstofffreisetzung auf großen Flächen. Allerdings
deutet sich in weiten Teilen des Gebietes bereits nach sechsjähriger Vernässungsdauer eine
Reduktion der Nährstoffkonzentrationen an. Diese Entwicklung zeigt sich neben der
Abnahme der Nährstoffgehalte im Oberflächenwasser auch in der zunehmenden
Ausbreitung nicht-polytraphenter Planzenarten wie Hydrocharis morsus-ranae, Utricularia
vulgaris, Spirodela polyrhiza oder Carex acuta.
Brackwassereinfluss:
Die Wiedervernässung des Anklamer Stadtbruches führte zu einem leichten
Brackwassereinfluss, der sich in der Vegetation widerspiegelt. Die Erhöhung der
Chloridgehalte führt zur Förderung salztoleranter Arten (Tabelle 39). Salzmeidende Arten
werden dagegen geschwächt oder sterben ab.
Tabelle 39: Salztolerante Arten des Untersuchungsgebietes
Artname Angaben zur Salztoleranz
Salzzahl nach
ELLENBERG
(1986)
Alnus glutinosa weist von allen mitteleuropäischen Bäumen die höchste
Salzresistenz auf (ELLENBERG 1992)
1-2
Alopecurus geniculatus 2
Angelica archangelica 1
Atriplex prostrata an Salzstellen (ROTHMALER 1994) 0
Berula erecta 1
Bolboschoenus maritimus Art der Brackwasserröhrichte (KRISCH 1990) 2
Ceratophyllum demersum salztolerant und somit im Brackwasser (KRAUSCH 1996) 0
Cirsium arvense 1
Eleocharis palustris salzertragend (KRAUSCH 1996) 0
Hippuris vulgaris in Prielen von Salzwiesen (FUKAREK 1992) 2
Juncus articulatus 1
Juncus bufonius nur für den Küstenökotyp geltend 2
Juncus compressus auf salzhaltigen Böden (ROTHMALER 1999) 1
Juncus inflexus salzertragend (ROTHMALER 1999) 1
Lemna gibba 1
Lemna minor 1
Lemna trisulca 1
Lycopus europaeus salztolerant und daher auch im Brackwasser (KRAUSCH
1996)
0
Lythrum salicaria 1
Mentha aquatica salzertragend (KRAUSCH 1996) 0
Potamogeton berchtoldii salztolerant (KRAUSCH 1996) 1
Potentilla anserina salzertragend (ROTHMALER 1999) 1
Phragmites australis nur für den Küstenökotyp geltend 3
Ranunculus repens 1
Ranunculus sceleratus salzertragend und deshalb auch in brackigen Gewässern
(KRAUSCH 1996)
2
Rumex crispus nur für den Küstenökotyp geltend 3
Rumex maritimus oft an salzhaltigen Teichen (ROTHMALER 1999) 2
Schoenoplectus tabernaemontani
im Brackwasser (ROTHMALER 1999) 3
Sium latifolium auch an schwach brackigen Standorten (KRAUSCH 1996) 0
Spirodela polyrhiza 1
Thalictrum flavum nur in Küstennähe bis S2 2
Typha angustifolia brackwasserertragend (ROTHMALER 1999) 1
Typha latifolia 1

110 5. Diskussion
Erhöhung des pH-Wertes:
Die Veränderung des pH-Wertes von sauer bis subneutral auf subneutral bis alkalisch
begünstigt Arten mit Verbreitungsschwerpunkt im subneutralen bis alkalischen Bereich.
Einstellung der Nutzung:
An allen sehr feuchten Standorten konnten sich aus ehemaligen Saatgrasländern
hochproduktive Staudenfluren herausbilden. An allen nassen und sehr nassen Standorten
haben sich dagegen Riede und Wasserriede entwickelt. Da die Entnahme der jährlich
produzierten Biomasse nun unterbleibt, werden die in ihr gespeicherten Nährstoffe
zumindestens teilweise wieder zurückgeführt. Ein Biomasseentzug könnte dagegen die
Abnahme der Nährstoffkonzentrationen unterstützen. Dadurch würden regelmäßig eine
Auflichtung der Vegetationsdecke und eine Verletzung der Vegetationsnarbe erfolgen,
wovon vor allem lichtliebende Arten profitieren dürften. Aufgrund der fehlenden Adsorbtion
für P und K geht die Aushagerung organischer Böden relativ schnell vonstatten (KAPFER
1988).
Auch die Nutzungsintensität vor der Wiedervernässung ist entscheidend für die spätere
Vegetationsentwicklung. Im UG besitzen bereits längere Zeit aufgelassene oder extensiv
genutzte Bereiche gegenüber zuvor intensiv genutzten Flächen einen deutlich höheren Anteil
potenziell torfbildender Arten (vgl. VEGELIN & SCHULZ, in Vorbereitung).
Ausgangsvegetation und Diasporenbank:
Der Verlauf sekundärer Sukzessionen kann auch entscheidend von der Artenkombination
beeinflusst werden, die zu Beginn der Sukzession vorherrscht (EGLER 1954). An Standorten,
an denen vor der Wiedervernässung keine an die neuen Bedingungen angepassten Arten
vorkamen, entfalteten sich beispielsweise zunächst artenarme Pioniergesellschaften aus
Typha oder Ceratophyllum. Waren dagegen angepasste Arten wie Phragmites australis oder
Carex spec. bereits Bestandteil der Ausgangsvegetation, fand keine Ansiedlung
ausgesprochener Pionierarten mehr statt.
Außerdem kann die Diasporenbank des Bodens die Artenzusammensetzung nach einer
Wiedervernässung beinflussen. Allerdings bilden nur wenige Feuchtwiesenarten eine
persistente Diasporenbank (SCHOPP-GUTH 1997, ROTH 1999, TIMMERMANN 1999,
THOMPSON et al. 1997). Wesentlich günstiger gestalten sich dagegen die Bedingungen für
die Anlage einer persistenten Diasporenbank für zahlreiche Röhricht- und Seggenriedarten,
da sie auch während der Intensivbewirtschaftung vermutlich noch vereinzelt vorkamen
(ROTH 1999). Somit könnte das inselhafte Auftreten von Carex riparia, C. disticha oder C.
acuta vor allem an den nur gelegentlich überstauten Standorten auch auf das
Diasporenreservoir des Bodens zurückzuführen sein. Im größten Teil des Gebietes dürften
permanent hohe Wasserstände dagegen die Keimung der meisten im Boden vorhandenen
Diasporen hemmen.
Interspezifische Konkurrenz:
Bei der Ausbreitung verschiedener Pflanzenarten ist im UG vor allem die Konkurrenz um
Licht und Platz von Bedeutung. Zum Beispiel hemmen dichte Streuauflagen aus Glyceria
maxima häufig die Keimung weiterer Arten. Der Verlauf der Sukzession wird quasi verzögert.
Andererseits tragen hochproduktive Arten wie Typha oder Ceratophyllum vermutlich selbst
zu einer Ablagerung organischen Materials und damit zu einer Geländeerhöhung bei,
wodurch die Ansiedlung neuer Arten begünstigt wird.
Ausbreitungsvektoren:
Nach PRAGER (2000) kann die Herkunft der Arten, die sich nach einer Wiedervernässung
ansiedeln recht unterschiedlich sein und im Nachhinein oft nur schwer nachvollzogen
werden. Bei der Einwanderung und Ausbreitung spielen die Arten, die bereits vor der
Wiedervernässung in feuchten Senken sowie in Gräben und an Grabenrändern vorhanden
waren jedoch mutmaßlich eine besondere Rolle (ROTH 1999, LEIN 2001). Auch im UG dürfte

5. Diskussion 111
der Hauptteil der Arten den Grabensystemen entstammen. Vor allem der Eintrag und die
Verteilung der Diasporen mit dem Überflutungswasser stellt nach einer Wiedervernässung
das effektivste Ausbreitungsmedium für Helophyten dar (ROTH 1999). Die Arten der
Röhrichte und Seggenriede dürften im ASB von den erhöhten Fließbewegungen schwach
gepufferter Bereiche besonders profitieren, da ihre Diasporen überwiegend hydrochor
ausgebreitet werden (ebd. 1999). Laut HELKE (1999) spielt auch Anemochorie eine wichtige
Rolle bei der Einwanderung verschiedener Arten. Im UG wurden besonders die Samen von
Typha über weite Stecken durch den Wind transportiert. Vorstellbar ist außerdem auch ein
Eintrag von Diasporen über die zahlreichen Wasservögel (vgl. TIMMERMANN 1999, VAN
DIGGELEN 1998).
Einen wesentlichen Einfluss auf die Ausbreitung der Arten nimmt auch ihr
Keimungsverhalten (Abbildung 68 und 69). Vor allem Typha latifolia, Typha angustifolia und
Sparganium erectum besitzen im Bereich der Wasserstufe 6+ gegenüber anderen
Röhrichtbildnern einen Konkurrenzvorteil, da sie auch unter Wasser keimen können.
Wildtiere:
Auch Fraß zeigt in Teilen des Gebietes eine Wirkung auf die Vegetation. Des Öfteren konnte
ein Verbiss von Carex disticha und Carex acuta beobachtet werden. Außerdem führen
Schädlingskalamitäten bei Typha latifolia zu einer Auflichtung von Dominanzbeständen.
Einen wichtigen Einfluss auf die Vegetationsentwicklung im ASB könnte künftig auch die
Tätigkeit der Bisamratte nehmen. Im Winter 2004 wurden allein im Polder Bugewitz über 30
Behausungen gezählt (Abbildung 70). Eine besondere Vorliebe zeigt die Bisamratte für die
Rhizome von Typha latifolia.
Auch durch die Wühltätigkeit der Wildschweine entstehen u. a. Sekundärstandorte, an denen
eine Ansiedlung neuer Pflanzenarten gewährleistet werden kann. Außerdem treiben sie die
Deicherosion voran, was letztlich eine Rückwirkung auf das Wasserregime zeigt.
Abbildung 68: Generative Vermehrung von Typha latifolia im Polder Bugewitz (Juli 2003)

112 5. Diskussion
Abbildung 69: Vegetative Ausbreitung von Phragmites australis im offenen Wasser im Polder
Zartenstrom (August 2003)
Abbildung 70: Behausung einer Bisamratte im Polder Bugewitz (Dezember 2003)
Tabelle 40 zeigt die wichtigsten Vegetations- und Standortentwicklungen der einzelnen
Polder im Überblick.

Tabelle 40: Zusammenfassender Überblick der wichtigsten Entwicklungen im Anklamer Stadtbruch
Polder Bugewitz Polder Zartenstrom Polder Rosenhagen Polder Kamp-Ost
Höhenlage ca. 70 % < -25 cm HN, etwa 25 %
überwiegend zwischen 0 und -25 cm überwiegend < -25 cm HN überwiegend < -25 cm HN
zwischen 0 und -25 cm HN, ca. 5 %
zwischen 0 und +10 cm HN
HN
Pufferungsgrad hoch gering mäßig hoch mäßig hoch
Wasserstufen überwiegend Anstieg um 4 Stufen von 2+ überwiegend Anstieg um 2 Stufen von Anstieg um 3 Stufen von 3+ auf 6+/+ überwiegend Anstieg um 3 Stufen von
auf 6+/+ und 6+/5+, kleinflächig Anstieg 3+ auf 5+/+, z. T. Anstieg um 3 Stufen
3+ auf 6+/+ und 6+/5+, kleinflächig
um 3 Stufen von 2+ auf 5+/+ und 5+/4+ auf 6+/+ und 6+/5+
Anstieg um 2 Stufen von 3+ auf 5+/+
Trophie (bioindikatorisch) überwiegend Abnahme von polytroph auf polytrophe Nährkraftstufe bleibt
eutrophe Nährkraftstufe bleibt erhalten, überwiegend Rückgang von polytroph
eutroph, z. T. bleibt polytrophe
überwiegend erhalten, kleinflächig an polytrophen Standorten Rückgang auf auf eutroph, z. T. bleibt polytropher
Nährkraftstufe erhalten, mesotrophe Rückgang auf eutroph
eutroph, mesotrophe Standorte
Status erhalten
Standorte eutrophieren
eutrophieren
Phosphatkonzentration hoch, jedoch leichter Rückgang seit 1999 extrem hoch, jedoch stark rückläufig - -
(Wasser)
seit 1999
Sulfatkonzentrationen
(Wasser)
sehr niedrig sehr hoch - -
Nitratkonzentrationen mäßig hoch, deutliche Abnahme seit 1999 mäßig hoch, deutliche Abnahme seit - -
(Wasser)
1999
Chloridkonzentrationen
(Wasser)
hoch, jedoch stark schwankend hoch und relativ ausgeglichen - -
Säure-Basen-Stufe Anstieg von subneutral auf alkalisch subneutrale Säure-Basen-Stufe bleibt - -
(Wasser)
erhalten, z. T. Anstieg von sauer auf
subneutral
Vegetationsformen vor Brennnessel-Knaulgras-Saatgrasland, Rohrglanzgras-Saatgrasland vorwiegend Rohrglanzgras-Saatgrasland Rohrglanzgras-Saatgrasland
der Vernässung
kleinflächig Rohrglanzgras-Saatgrasland
und Kriechhahnenfuß-Kohldistel-Wiese,
und Wiesenknopf-Pfeifengras-Wiese
kleinflächig Wiesenknopf-Pfeifengras-
Wiese
Vegetationsformen nach vorwiegend Teichsimsen-Schilf-
vorwiegend Wasserkressen-
Teichsimsen-Schilf-Wasserried vorwiegend Teichsimsen-Schilfder
Vernässung
Wasserried, Wasserkressen-Rohrkolben- Rohrkolben-Schilfried,
Wasserried, kleinflächig Wasserkressen-
Schilf-Ried und Wasserschierling-
Schmalblattrohrkolben-Wasserried und
Rohrkolben-Schilf-Ried,
Großseggen-Ried, kleinflächig
Teichsimsen-Schilf-Wasserried,
Wasserschierling-Großseggen-Ried und
Schmalblattrohrkolben-Wasserried
kleinflächig Wasserschierling-
Großseggen-Ried und Nachtschatten-
Schilf-Staudenflur
Nachtschatten-Schilf-Staudenflur
häufigste Dominanzarten Ceratophyllum submersum, Typha latifolia, Phragmites australis, Carex riparia, Ceratophyllum submersum, Typha Ceratophyllum demersum, Typha
T. angustifolia, Carex riparia, Glyceria Phalaris arundinacea, Typha latifolia, latifolia, Carex acutiformis, Phragmites latifolia, Phragmites australis, Phalaris
maxima und Carex acuta
Glyceria maxima, Lemna gibba und australis und Typha angustifolia
arundinacea, Glyceria maxima und
Bolboschoenus maritimus
Carex riparia
vermutliche
weiterer Rückgang der Phosphat- und weiterer Rückgang der Phosphat- und Verringerung der Trophie,
Verringerung der Trophie,
Weiterentwicklung
Nitratkonzentrationen des
Nitratkonzentrationen des
Ausbreitung von Ceratophyllum
weitere Ausbreitung von Ceratophyllum
Oberflächenwassers, weitere Ausbreitung Oberflächenwassers, Zunahme der submersum, Typha, Carex acutiformis demersum, Typha, Phragmites australis
von Ceratophyllum submersum und Typha Überflutungsdynamik, Ausbreitung von und Phragmites australis
und Carex riparia
aber auch von Utricularia vulgaris Carex Phragmites australis, Carex riparia und
riparia, C. acuta und Phragmites australis Bolboschoenus maritimus

114 6. Einschätzung des Renaturierungserfolgs
6. EINSCHÄTZUNG DES RENATURIERUNGSERFOLGS
6.1. Bildet sich eine potenziell torfbildende Vegetation?
Eine Torfneogenese hängt neben der Höhe der Wasserstände vor allem von den Arten ab,
die sich nach einer Wiedervernässung etablieren (HARTMANN 1997). Typha latifolia bildet
keinen Torf, sondern führt zur Akkumulation von Schlammböden (SUCCOW & RUNZE 2001).
Phragmites australis oder Carex riparia können bei hohen Grundwasserständen Torf bilden
(HARTMANN 1995).
Nach SUCCOW & RUNZE (2001) spielen torfbildende Pflanzengemeinschaften als
Primärbesiedler wiedervernässter Moore nur eine untergeordnete Rolle. Diese Aussage lässt
sich auch auf das UG beziehen, da an den meisten Standorten zunächst
schlammakkumulierende Sumpfpflanzen dominieren. Allerdings hängt die Etablierung
torfbildender Phytocoenosen sehr vom Ausgangszustand der Vegetation vor der Vernässung
ab (vgl. HARTER & LUTHARDT 1997). Besonders, wenn die Ausgangsvegetation einen
höheren Anteil an Phragmites australis, Carex riparia oder C. acuta aufwies, war in einem
Zeiraum von 6 Jahren bereits eine massive Ausbreitung dieser Arten möglich.
Abbildung 71: Zusammenbruch eines Typha latifolia-Dominanzbestandes im Polder Bugewitz
im Juli 2003
Bei den Dominanzbeständen aus Typha latifolia handelt es sich um nur kurz- bis mittelfristige
Dauerbestände (SUCCOW & RUNZE 2001). Fragmentarisch war bereits ein Zusammenbruch
von besonders dichten Typha-Beständen zu beobachten (Abbildung 71). Vermutlich stellen
die so enstehenden „safe sites“ wiederum eine günstige Voraussetzung für die Etablierung
verschiedener Seggenarten, die als Lichtkeimer exponierte Standorte benötigen (SCHÜTZ
1995). TIMMERMANN (2003b) geht davon aus, dass die sich zunächst einstellenden
Dominanzbestände aus Rohrkolben, Wasserschwaden und Rohrglanzgras über Jahrzehnte

6. Einschätzung des Renaturierungserfolgs 115
stabile „Dauerstadien“ bilden, längerfristig jedoch Phragmites australis als
konkurrenzstärkste Art auf vielen Vernässungsflächen vorherrschen wird (vgl.
PFADENHAUER 1999).
Zusammenfassend lässt sich herausstellen, dass das UG in einigen Bereichen bereits über
ein gutes Potenzial torfbildender Arten verfügt. Die größten Flächen nehmen derzeit Arten
wie Carex riparia, Carex acuta, Carex acutiformis sowie Phragmites australis und
Bolboschoenus maritimus ein. Tabelle 41 fasst das Verhalten verschiedener Torfbildner im
UG zusammen.
Tabelle 41: Verhalten unterschiedlicher Torfbildner infolge Wiedervernässung im Anklamer
Stadtbruch (abgeleitet aus eigenen Beobachtungen und durch Vergleich mit PRAGER 2000)
Potenzieller
Torfbildner
6+/+ 6+/5+ 5+/+ 5+/4+ 4+/+ Vorkommen
Carex disticha ↓ ↔ ↑ ○ ● ↑ ○ ● - Bug, Kamp,
ZS
Carex acuta ↓ (↔) ↔ ↑ ○ (●) ↑ ○ ● ↑ ○ ● - Bug, ZS,
Kamp
Carex acutiformis ↔ ↑ ○ ↑ ○ (●) ↑ ○ ● ↑ ○ ● ↑ ○ ● Ros, ZS, Bug
Carex riparia ↔ ↑ ○ ↑ ○ (●) ↑ ○ ● ↑ ○ ● ↑ ○ ● ZS, Ros,
Kamp
Carex paniculata - - ↔ (↑) ● - - ZS
Phragmites australis ↑ ○ ↑ ○ (●) ↑ ○ ● ↑ ○ ↑ ○ ZS, Ros,
Kamp, Bug
Bolboschoenus
maritimus
↑ ○ ↑ ○ (●) ↑ ○ ● - - ZS
Schoenoplectus ↑ ○ (●) ↑ ○ ● ↑ ○ ● ↑ ○ ● - ZS, Bug,
tabernaemontani (?)
Kamp
(↑= Expansion, ↔ = stabil, ↓ = minusvital, ( ) = unsichere Einschätzung, ● = generative Ausbreitung, ○ = vegetative Ausbreitung,
- = keine Beobachtung im UG, Bug = Polder Bugewitz, Ros = Polder Rosenhagen, Kamp = Polder Kamp-Ost, ZS = Polder
Zartenstrom)
Abbildung 72: Naturnahe Großseggenriede mit Carex riparia am Zartenstrom (Mai 2003)

116 6. Einschätzung des Renaturierungserfolgs
6.2. Gepuffertes oder ungepuffertes Überflutungsregime?
Tabelle 42 fasst die Wirkung verschieden stark gepufferter Wasserregime für das UG
zusammen.
Tabelle 42: Wirkung unterschiedlich stark gepufferter Wasserregime im Untersuchungsgebiet
Merkmal Starke Pufferung Mäßige Pufferung Geringe Pufferung
Wasserstandsschwankungen insgesamt gering mäßig hoch sehr hoch
Wasserstandsabsenkung durch sehr hoch, da
mäßig hoch bis hoch; schon geringe
sommerliche Transpirationsverluste Sommerhochwässer nur mit da Sommerhochwässer Haffhochwässer zeigen
geringer Intensität auftreten, zu einer gelegentlichen eine bewässernde Wirkung,
und damit eine
Bewässerung der Flächen so dass Transpirations-
Bewässerung der Flächen führen können
verluste zunehmend
unterbunden wird
ausgeglichen werden
können
Auftreten von
unregelmäßig und selten, regelmäßig und oft, regelmäßig und häufig,
Hochwasserspitzen
dabei deutlich zeitlich jedoch abgeschwächt und dabei mit hoher Intensität
verzögert und stark
länger andauernd mit und nur schwach zeitlich
abgeschwächt
mäßiger zeitlicher
verzögert aber kurzzeitig;
aber lang andauernd, nur bei Verzögerung
bereits bei geringen
sehr starken oder anhalten-
Haffhochwässern
den Haffhochwässern
auftretend
Auftreten von extremen
nur periodisch bei andau- periodisch bei Sommer- nur sehr selten bei lang-
Niedrigwasserständen
ernder Sommertrockenheit, trockenheit, selten bei andauernden
dann jedoch extreme anhaltenden Haffniedrig- Tiefstwasserständen des
Tiefstände erreichend und wasserständen, mäßig Haffs, i.d.R. nur kurzzeitig
länger andauernd
lang bis kurzzeitig und
mäßig verzögert
mit geringer Verzögerung
Wasserbewegung gering, kaum fließend mäßig, z.T. fließend hoch, deutlich fließend
Wasseraustausch gering und selten mäßig hoch und oft sehr hoch, regelmäßig
Retention hoch mäßig hoch gering
Nährstoffaustrag gering bis sehr gering mäßig hoch sehr hoch
Ausbreitung von Diasporen vermutlich gute hydrochore Ausbreitung; infolge
wahrscheinlich sehr gute
geringerer Wasserstandsschwankungen und nur mäßiger hydrochore
bis geringer Fließbewegung Diasporentransport etwas Ausbreitungsmöglichkeiten
eingeschränkt
gegeben, wegen stärkerer
Fließbewegung
Diasporentransport über
weite Strecken möglich
Etablierung von Röhrichten und ausgeglichene und hohe mäßig schwankende häufige Wasserstands-
Seggenrieden
Wasserstände fördern die Wasserstände führen bei schwankungen mit
Entwicklung von
hohem Überstau zur Auftreten von
Wasserpflanzengesellschaf- Dominanz von Wasser- Wasserständen in Flur
ten; vorwiegend Etablierung pflanzengesellschaften, begünstigen Röhricht- und
von Unterwasserkeimern wie an gering überstauten Riedbildner
Typha spec. und
und phasenhaft
Sparganium erectum; trockenfallenden
Ausbreitung von Phragmites Standorten bestehen gute
und Carex weitgehend Etablierungsmöglichkeiten
vegetativ
für Ried- und Röhrichtbildner
Gehölzansiedlung nur an sommerlich längere Zeit trockenfallenden
wegen häufigerem
Standorten Keimungsbedingungen für Gehölze gegeben, Trockenfallens der
insgesamt aber nur gering
Oberfläche vermutlich
begünstigt, gegenwärtig
aber sehr gering
Mineralisierung gering, vermutlich nur gering bis mäßig hoch aufgrund starker
während sommerlicher infolge stärkerer WasserWasserstands- Transpirationsphase an standsschwankungen,schwankungen und
Standorten >-20 cm HN jedoch nur an Standorten stärkeren
erhöht
>-20 cm HN
Wasseraustauschs vermutl.
hoch
Torfbildung bei Vorhandensein vermutlich vorwiegend vermutlich vor allem wahrscheinlich Bildung
potenziell torfbildender Arten Bildung von Organomudden Sedimentation von hoch zersetzter,
und mäßig zersetzter Torfe, Organomudden und mineralstoffreicher Torfe,
Torfbildung mäßig hoch bis Bildung mäßig bis hoch Torfbildung mäßig hoch bis
hoch
zersetzter Torfe,
Torfbildung mäßig hoch
gering

6. Einschätzung des Renaturierungserfolgs 117
Die Frage, ob das ASB bei einem überwiegend gepufferten Überflutungsregime belassen
werden, oder ob durch einen Deichabtrag ein ungefuffertes Regime geschaffen werden
sollte, ist entscheidend für die weitere Gebietsentwicklung (vgl. GREMER et al. 2000). Laut
GREMER et al. (2000) sind ganzjährig sehr hohe Wasserstände bei möglichst geringen
Schwankungen die wichtigste Voraussetzung für eine den Schutzzielen des Anklamer
Stadtbruchs entsprechenden Entwicklung.
Natürliche Küstenüberflutungsmoore sind durch ein ungepuffertes Überflutungsregime
charakterisiert. Infolge langjähriger Intensivnutzung sind die Überflutungsgrünländer
allerdings durch einen hohen Moorschwund, einer hohen Nährstofffreisetzung sowie einer
enormen Vegetationsverarmung gekennzeichnet und stellen somit hochgradig gestörte
Standorte dar. Bei einem ungepuffertem Überflutungsregime würde der Wasserspiegel im
Bruch mit dem Wasserstand des Haffs korrespondieren. Zwar würden starke
Wasserstandsschwankungen mit regelmäßigen Wasserständen in Flur einerseits die
Ausbreitung von Ried- und Röhrichtbildnern in den tiefer liegenden Bereichen begünstigen,
andererseits wäre eine Belastung des Haffs durch einen erhöhten Nährstoffexport die Folge.
Außerdem wären die höher gelegenen, oligotrophen Regenmoorkomplexe von einer
regelmäßigen Überflutung betroffen und unterlägen damit einer Eutrophierung (EDOM
2001a).
Für das ASB sollte daher ein stark gepuffertes Regime bevorzugt werden, da die Gefahr
eines Nährstoffaustrags ins Haff minimiert wird. Außerdem dürften ausgeglichen hohe
Wasserstände Mineralisierungsprozesse hemmen. Langfristig sehr hohe
Überstausituationen behindern allerdings auch die Ansiedlung torfbildender Pflanzenarten.
Im Gebiet zirkulierende Nährstoffe könnten jedoch bei diesem System zunächst in der
vorhandenen Submersvegetation gebunden und vermutlich verstärkt durch
Muddesedimentation festgelegt werden.
EDOM (2001a) schätzt gepufferte Überflutungsregime für eine Moorrevitalisierung günstiger
ein als ungepufferte. Er meint weiterhin, dass Mindestüberflutungsdauern mit nur schwachen
Wasserspiegelschwankungen und eingeschränkter Wellenbewegung auf Überflutungsmoorstandorten
bei günstiger jahreszeitlicher Verteilung die Akkumulation von Torf garantieren.
6.3. Ansätze zu einer Bewertung der Wiedervernässung
Auf die Schutzziele des Gebietes bezogen fordern die veschiedenen
Naturschutzdeklarationen weitgehend einheitlich die Erhaltung und Wiederherstellung der
natürlichen Moorfunktionen durch Regeneration, Renaturierung bzw. Wiedervernässung (s.
Tabelle 1). Als FFH-Vorschlagsgebiet und als Bestandteil des EU-Vogelschutzgebietes trägt
das Gebiet u. a. eine besondere Verantwortung für die Verbesserung bzw. Nicht-
Verschlechterung der geschädigten Regenmoorkomplexe sowie für die Arten Biber,
Fischotter, Trauerseeschwalbe, Flussseeschwalbe, Wachtelkönig und Tüpfelralle. Laut
SUCCOW (2001) sollte „das oberste Ziel jeder Regulierungsmaßnahme das Wiederentstehen
selbstregulierender, möglichst durch Nährstoffarmut geprägter, torfakkumulierender
Ökosysteme sein.“
Durch die Wiedervernässung des Gebietes sind die Voraussetzungen für eine den
Schutzzielen angepassten Entwicklung gelegt. Die Anhebung des Grundwasserstandes
kann aus Sicht des Bodenschutzes als positiv bewertet werden. Da aktuell fast im gesamten
Gebiet eine dauerhafte Vernässung mit Wasserständen in Flur oder darüber erreicht wird,
bestehen günstige Voraussetzungen für eine erneute Torf- und Muddebildung bzw. für eine
Unterbindung der weiteren Torfmineralisierung. Die Senkenfunktion wachsender Moore
dürfte allerdings erst mittelfristig realisiert werden, da zunächst vermutlich mehr Phosphor
rückgelöst wird als von der Vegetation aufgenommen werden kann. Aus Sicht des
Regenmoorschutzes ist das derzeit überwiegend gepufferte Wasserregime günstiger

118 6. Einschätzung des Renaturierungserfolgs
einzuschätzen als ein ungepuffertes Regime (vgl. GREMER 1996 sowie Kap. 6.2.). Die
Behandlungsrichtlinie des Anklamer Stadtbruchs sieht außerdem vor, die Wasserableitung
über die Torfkanäle möglichst auszuschließen, um den Wasserrückhalt des Gebietes zu
erhöhen. Diesem Ziel wird aktuell nicht entsprochen, da über den Flutgraben ein freier
Wasseraustausch mit dem Haff besteht.
In Hinblick auf die Entwicklung der faunistischen Diversität ist die Wiedervernässung günstig
einzuschätzen. Vor allem die Wiederansiedlung zahlreicher Limikolenarten und
Wasservögel, darunter Rohrdommel, Bekassine oder Trauerseeeschwalbe verdeutlichen
den positiven Effekt der aktuellen hydrologischen Verhältnisse. Außerdem dürfte die weitere
Ausbreitung der im Gebiet vorhandenen Biber und Fischotter durch die derzeitigen
Bedingungen gefördert werden. Die Flora des Untersuchungsgebietes ist dagegen als relativ
artenarm zu bewerten (vgl. Kap. 5.6.1.), da aufgrund des Nährstoffreichtums und weiträumig
ähnlicher Standortbedingungen zunächst eu- bis polytraphente Pflanzenarten vorherrschen.
Allerdings lässt die sich abzeichnende Nährstoffverringerung auch eine Ausbreitung bzw.
Neuansiedlung seltener Pflanzenarten erwarten.
Prinzipiell ist eine Revitalisierung von Flusstalmooren nur dann möglich, wenn neben der
Überflutung tief liegender Moorflächen auch eine Reaktivierung am Talrand liegender
Quellmoorsysteme gelingt (SUCCOW & RUNZE 2001). Die zum Talrand angrenzenden
Niedermoorflächen werden jedoch noch entwässert und teilweise genutzt, so dass eine
Revitalisierung des gesamten Moorkomplexes aktuell auszuschließen ist. Der Hauptteil der
anfallenden Hangdruckwässer trat außerdem wahrscheinlich an der Mineralbodengrenze
Bugewitz-Grünberg-Leopoldshagen aus (NEUHAUS & PARTNER 1999). Dieser Bereich wird
heute jedoch hydrologisch vom Mühlgraben abgegrenzt, so dass ein Zustrom
nährstoffärmeren Wassers aus dem Hinterland von hier aus kaum möglich sein dürfte. Eine
Barriere bilden weiterhin die neu errichtete Plattenstraße Rosenhagen-Bugewitz und der
veränderte Flusslauf der Rosenhäger Beck, da sie den ursprünglichen Moorkomlex
hydrologisch trennen.
6.4. Prognose der weiteren Entwicklung
Auch in Zukunft sollten landschaftsökologische Untersuchungen auf die weitere Vegetations-
und Standortentwicklung im Anklamer Stadtbruch fokussiert werden, da es noch zahlreiche
offene Fragen gibt, beispielsweise wie schnell es zu einer Torfakkumulation kommt oder in
welchem Zeitraum die P-Konzentrationen des Oberflächenwassers ein natürliches Niveau
erreichen. Anhand der eigenen Untersuchungen kann jedoch eine Prognose für die weitere
Entwicklung des Gebietes gegeben werden.
An allen sehr nassen Standorten (Wasserstufe 6+) setzen vermutlich zunächst intensive
Verlandungsprozesse ein. Es ist eine weitere Ausbreitung von Ceratophyllum und Typha zu
erwarten. Aufgrund der hohen Produktivität dieser Arten dürfte eine rasche Sedimentation
von Organomudden erfolgen. Später könnte über Phragmites australis und über
verschiedene Großseggen eine erneute Torfbildung möglich sein. Auch an allen nassen
Standorten (Wasserstufe 5+) dürfte vorwiegend über Glyceria maxima oder Typha zunächst
eine Akkumulation von Schlämmen erfolgen. Allerdings werden sich hier vermutlich bereits
im Laufe einiger Jahrzehnte Phragmites australis, Carex riparia oder C. acuta zunehmend
ausbreiten, die dann eine Torfbildung reinitiieren. An Standorten, an denen schon heute
torfbildende Phytocoenosen vorherrschen, dürfte bereits eine Festlegung von Torf
stattfinden. Mit einer flächendeckenden Verbuschung oder Sekundärbewaldung braucht
unter den derzeitigen hydrologischen Bedingungen nicht gerechnet zu werden.

6. Einschätzung des Renaturierungserfolgs 119
Durch die zunehmende Deichdegradierung wird künftig auch die Pufferung der einzelnen
Flächen allmählich abnehmen und die Überflutungsdynamik stärker hervortreten. Darüber
hinaus ist eine weitere Abnahme der Trophie zu erwarten, so dass die Ansiedlung
konkurenzschwächerer Arten begünstigt werden könnte.
Für die weitere Gebietsentwicklung des Anklamer Stadtbruchs werden außerdem
verschiedene Renaturierungsmaßnahmen diskutiert (ILN 1998, GREMER et al. 2000).
Einerseits gibt es die Überlegung eine Sohlschwelle im Flutgraben im Mittelwasserbereich
anzulegen und die Bewässerung über diesen aufrecht zu erhalten, wobei der Altdeich
bestehen bleiben sollte. Andererseits wird eine Schleifung des Deichs oder die Anlage von
Deichschlitzen zur Bewässerung in Erwägung gezogen. Bei einer Schlitzung des Deiches
würde der Pufferungsgrad des Gebietes von der Anzahl der Schlitze, deren Breite und
Höhenlage zu HN bestimmt werden. Allerdings wäre bei dieser Variante durch das häufig
ein- und auströmende Wasser eine starke Erosionswirkung zu erwarten, was in kurzer Zeit
zu einem ungepufferten Regime führen würde (vgl. GREMER et al. 2000). Aus Sicht des
Autors sollte dagegen eher eine weitere Bewässerung des Gebietes über den Flutgraben
präferiert werden, da dies zu stabileren Wasserständen führt. Die Anlage einer Sohlschwelle
könnte einer zusätzlichen Entwässerung des Gebietes während anhaltenden
Haffniedrigwasserständen entgegengewirken. Außerdem wäre ein reduzierter
Nährstoffaustrag ins Haff möglich.
Auf jeden Fall sollten die gegenwärtig aufgelassenen bzw. extensiv genutzten
Niedermoorflächen im Vorfeld von Bugewitz und Rosenhagen an die bereits vernässten
Bereiche angeschlossen werden, um auch hier die fortschreitende Torfmineralisierung zu
stoppen und eine Revitalisierung des gesamten Moorkomplexes zu gewähren. Außerdem
sollte zumindetens in Teilen des Gebietes eine Abschöpfung der oberirdischen Biomasse
erfolgen, da dies die Abnahme der hohen Nährstoffkonzentrationen des Oberflächenwassers
unterstützen könnte.

120 7. Zusammenfassung
7. ZUSAMMENFASSUNG
Im Anklamer Stadtbruch (Mecklenburg-Vorpommern) wird auf ursprünglich landwirtschaftlich
intensiv genutzten, stark degradierten Niedermoorflächen die Vegetations- und
Standortentwicklung nach der Wiedervernässung erfasst. Die untersuchten ehemaligen
Grünlandflächen sind seit 1995 vernässt, nachdem ein Sturmhochwasser den maroden
Haffdeich großflächig überflutete und der Schöpfwerksbetrieb eingestellt wurde.
Das UG setzt sich aus den Poldern Bugewitz, Rosenhagen, Kamp-Ost und Zartenstrom
zusammen, in denen regelmäßig Pegelmessungen durchgeführt werden. Der Vergleich mit
dem Wasserstand des Haffs soll klären, wie stark die einzelnen Teilflächen gepuffert sind.
Außerdem werden zwei standörtlich unterschiedliche Intensivflächen ausgewählt, in denen
detailierte vegetations- und standortkundliche Untersuchungen erfolgen. Eine
Höhenvermessung beider Flächen gibt Auskunft über die aktuelle Reliefsituation. Von Juni
bis Oktober werden außerdem monatlich pH-Wert, Salinität, Elektrische Leitfähigkeit,
Chlorid-, Sulfat-, Nitrat-, Gesamtphosphor-, Orthophosphat-, Kalium-, Calcium- und
Chlorophyll-a-Gehalt des Oberflächenwassers ermittelt. Es soll untersucht werden, ob sich
die Nährstoffkonzentrationen verschiedener Standorte unterscheiden und ob ein
Zusammenhang zwischen der Trophie des Wassers und der aktuellen
Vegetationsentwicklung besteht. Durch einen Vergleich mit früheren Wasseranalysen soll
außerdem beurteilt werden, ob sich die Nährstoffkonzentrationen des Überstauwassers
verändert haben. Des Weiteren werden Produktivität (standing crop), Kohlenstoffstoff-,
Stickstoff-, Phosphat- und Kaliumgehalt der oberirdischen Biomasse von Typha latifolia,
Glyceria maxima und Carex riparia an verschiedenen Standorten ermittelt, um zu
überprüfen, ob zwischen der Produktivität und dem Nährstoffgehalt der oberirdischen
Biomasse, der Nährstoffkonzentration des Wassers und der bioindikatorisch festgestellten
Trophie ein Zusammenhang besteht. Im gesamten Gebiet werden 98 Vegetationsaufnahmen
angefertigt. Neben der Kartierung der Vegetationsformen des gesamten Gebietes, erfolgt
eine genaue Kartierung beider Intensivflächen auf Faziesebene. Es soll geklärt werden,
welche Vegetationstypen sich aus dem Grünlandland nach der Vernässung entwickelt haben
und wie sich die Vegetation weiter entwickeln könnte.
Die Ergebnisse der Höhenvermessung ergeben, dass aufgrund der langjährigen
Intensivnutzung des Gebietes ein hoher Moorschwund eingetreten ist. Nahezu alle Flächen
liegen derzeit deutlich unter dem mittleren Wasserspiegel des Haffs und sind daher
permanent überstaut. Die größten Verluste weist der Polder Rosenhagen auf, wo
Höhenverhältnisse von bis zu -83 cm HN nachgewiesen werden.
Die hydrologischen Untersuchungen zeigen, dass die Überflutungsintensität des Gebietes
von den windbedingten Wasserstandsschwankungen des Oderhaffs beeinflusst wird. Es ist
ein System unterschiedlich stark „gepufferter“ Teilflächen entstanden, die durch eine
charakteristische Überflutungsdynamik gekennzeichnet sind. Schwach gepufferte Bereiche
zeichnen sich durch einen häufig und stärker schwankenden Wasserstand aus. Sommerliche
Transpirationsverluste können durch eine Bewässerung vom Haff kompensiert werden. Stark
gepufferte Bereiche weisen insgesamt gesehen einen ausgeglicheneren
Wasserstandsverlauf auf. Allerdings führen sommerliche Transpirationsverluste zu einem
höheren Wasserdefizit, da eine Bewässerung vom Haff unterbleibt.
Im Oberflächenwasser werden sehr hohe Nährstoffgehalte nachgewiesen. Die hohen
Gesamtphosphorkonzentrationen bis zu 2,2 mg/l und die hohen Orthophosphatgehalte bis zu
0,49 mg/l sind vorwiegend auf gewässerinterne Umsetzungsprozesse zurückzuführen. Die
Überflutung mit Haffwasser verursacht einen leichten Brackwassereinfluss, der an
sommerlich trockenfallenden Standorten mit Chloridkonzentrationen bis zu 961 mg/l
besonders stark ausgeprägt ist. Seit 1999 kann eine deutliche Verringerung vor allem an
Phosphat, Nitrat, Kalium und Calcium konstatiert werden. Während die Nitratgehalte des

7. Zusammenfassung 121
Wassers mit Werten bis zu 2,84 mg/l nur noch 1/4 bis 1/7 der Konzentrationen von 1999
betragen, sind die Orthophosphatgehalte lokal auf 1/7 zurückgegangen. Neben einem
Austrag ins Haff findet eine zunehmende Festlegung in pflanzlicher Biomasse statt. Die pH-
Werte des Wassers zeigen dagegen einen leichten Anstieg von sauer bis subneutral auf
subneutral bis alkalisch.
Zwischen der Nährstoffkonzentration des Überstauwassers und dem Trophie-Zeigerwert der
Vegetation besteht ein Zusammenhang. Während bioindikatorisch polytroph eingestufte
Standorte durch hohe Orthophosphat- und Sulfatgehalte charakterisiert sind, zeigen eutroph
eingestufte Standorte wesentlich geringere Konzentrationen dieser Nährstoffe. Die
Gesamtphosphorgehalte erlauben dagegen keine gesicherte Aussage zur Trophie, da ein
Großteil des Gesamtphosphors in gebundener Form vorliegen kann und damit nur
eingeschränkt pflanzenverfügbar ist.
Die Analyse der oberirdischen Biomasse von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha
latifolia ergibt mittlere Trockenmasseerträge von 540 g/m² bis 1484 g/m². Für Glyceria
maxima und Typha latifolia wird eine positive Korrelation zwischen Zunahme der
Bestandsbiomasse und dem Nährstoffgehalt des Überflutungswassers nachgewiesen. Die
Nährstoffkonzentrationen der oberirdischen Biomasse lassen dagegen keinen
Zusammenhang zum Nährstoffgradienten des Oberflächenwassers erkennen. Die P-
Konzentratinen der Biomasse sind mit 2,18 g/kg - 3,15 g/kg sehr hoch. Die N-
Konzentrationen sind mit 13,06 g/kg - 16,71 g/kg eher als niedrig einzuschätzen. Das N/P-
Verhältnis der Biomasse zeigt außerdem eine N-Limitation des Gebietes an. Phosphor ist
dagegen überschüssig und kann nicht vollständig gebunden werden. Die hohen K-Gehalte
der Biomasse bis zu 23,7 g/kg verdeutlichen, dass kein K-Mangel besteht.
Im Untersuchungsgebiet werden 5 verschiedene Vegetationsformen nachgewiesen, die z. T.
durch starke Faziesbildungen gekennzeichnet sind. Die wichtigste Vegetationsform ist das
Teichsimsen-Schilf-Wasserried. Daneben treten das Schmalblattrohrkolben-Wasserried, das
Wasserschierling-Großseggen-Ried, das Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried und die
Nachtschatten-Schilf-Staudenflur auf. Jede Vegetationsform wird floristisch, standörtlich und
physiognomisch beschrieben.
Aufgrund der intensiven Standortveränderungen nach der Vernässung, vor allem der
Anhebung der Wasserstufe, der Änderung des Wasserregimes, der Trophie, des pH-Wertes
und der Salinität sowie der Aufgabe der Nutzung, befindet sich das Gebiet noch in einem
dynamischen Zustand, so dass die Vegetationsentwicklung noch nicht abgeschlossen ist. An
flach aquatischen Standorten (Wasserstufe 6+) erfolgt neben der massenhaften Ausbreitung
submerser Makrophyten wie Ceratophyllum demersum und Ceratophyllum submersum eine
zunehmende Besiedlung durch Typha latifolia und Typha angustifolia. Nasse Standorte
(Wasserstufe 5+) weisen neben der Dominanz von Rohrkolbenröhrichten bereits einen
höheren Anteil potenziell torfbildender Arten auf, wobei vor allem Phragmites australis, Carex
riparia, C. acuta oder C. acutiformis eine wichtige Rolle spielen. Wechselnasse Standorte
(Wasserstufe 5+/4+) sind dagegen durch eine massive Ausbreitung von Glyceria maxima
geprägt. Das ursprünglich vorherrschende Rohrglanzgras (Phalaris arundinacea) kommt nur
noch selten vor.
Die Etablierung einer torfbildenden Vegetation ist vor allem von der Nutzungsintensität und
dem Ausgangszustand vor der Vernässung abhängig. Weniger stark entwässerte Bereiche
mit geringerem Überstau, die bereits ein Mosaik potenzieller Torfbildner aufwiesen, tragen
schon heute großflächig naturnahe Ried- und Röhrichtvegetation.
Die Gebietsentwicklung kann insgesamt positiv bewertet werden. An allen sehr nassen
Standorten (Wasserstufe 6+) wird zunächst eine Muddesedimentation erwartet. An nassen

122 7. Zusammenfassung
Standorten (Wasserstufe 5+) wird dagegen im Laufe einiger Jahrzehnte eine stärkere
Ausbreitung potenziell torfbildender Pflanzenarten erwogen. Außerdem lässt sich eine
weitere Abnahme der Nährstoffkonzentrationen des Oberflächenwassers vermuten.
Wegen der höheren Stabilität im Wasserhaushalt und der Verminderung von Stoffausträgen,
wird eine Aufrechterhaltung eines gepufferten Überflutungsregimes empfohlen. Die
Bewässerung des Gebietes über den Flutgraben sollte erhalten bleiben. Außerdem könnte
die Anlage einer Sohlschwelle im Flutgraben für einen weiteren Wasserrückhalt sorgen. Um
die Nährstoffabnahme im Gebiet zu unterstützen, wird außerdem eine geregelte
Biomasseabschöpfung vorgeschlagen.

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TK 25 Mecklenburg-Vorpommern (Quelle: LANDESVERMESSUNGSAMT MV)
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HENNICKE, F.: Leiter Zweckverband „Peenetal-Landschaft“, mdl. Mitteilung 2003
PAULIG, K.:Mitarbeiter im StAUN-Ueckermünde, mdl. Mitteilung 2003
StAUN UECKERMÜNDE
WASSER- UND SCHIFFAHRTSAMT STRALSUND

132 Abkürzungsverzeichnis
ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS
A Anhang
a Jahr
Abb. Abbildung
ASB Anklamer Stadtbruch
BP before present, Bezugspunkt ist das Jahr 1950
Bug Bugewitz
bzw. beziehungsweise
C Kohlenstoff
ca. circa
d.h. das heißt
DWD Deutscher Wetterdienst
E.M.A. Ernst Moritz Arndt
FFH Flora – Fauna – Habitat
G Grundwasserregime
GOK Geländeoberkante
Gr. Gruppe
HN Höhen Null
HW Hochwasser
i.d.R. in der Regel
IF Intensivfläche
IR Ionic Ratio
Jh. Jahrhundert
K Kalium
Kap. Kapitel
LF Leitfähigkeit
LP Lattenpegel
LSG Landschaftsschutzgebiet
max. maximal
mündl. mündlich
MV Mecklenburg – Vorpommern
MW Mittelwert
N Stickstoff
NN Normal Null
Nr. Nummer
NSG Naturschutzgebiet
Ros Rosenhagen
RP Rohrpegel
s. siehe
S. Seite
SD Standardabweichung
Tab. Tabelle
TS Trockensubstanz
u. unter
u.a. unter anderem
UG Untersuchungsgebiet
Uni Universität
VF Vegetationsform
vgl. vergleiche
ZS Zartenstrom
z.T. zum Teil
ZV Zweckverband

Abbildungsverzeichnis 133
ABBILDUNGSVERZEICHNIS
Abbildung 1: Blick auf den Polder Bugewitz...........................................................................9
Abbildung 2: Die mecklenburgischen Flusstalmoore (SUCCOW & JOOSTEN 2001)............10
Abbildung 3: Lage des Untersuchungsgebietes...................................................................11
Abbildung 4: Übersichtskarte des Untersuchungsgebietes..................................................12
Abbildung 5: Übersichtskarte Naturschutzgroßprojekt Peenetal-Landschaft (HENNICKE
2001) ...............................................................................................................15
Abbildung 6: Ausschnitt aus der quartärgeologischen Strukturkarte von Mecklenburg-
Vorpommern (GEOLOGISCHES LANDESAMT MV, 2000) ................................16
Abbildung 7: Abholzung der letzten Eichen im Naturschutzgebiet im Winter 2002/2003
(Foto: TIMMERMANN 2003) .............................................................................20
Abbildung 8: Witterungsverlauf April 2003 bis März 2004 und langjähriges klimatisches
Mittel der Station Ueckermünde (Quelle: DEUTSCHER WETTERDIENST 2004)
.........................................................................................................................22
Abbildung 9: Gewässerkundliche Hauptzahlen am Pegel (1990-2000) in [cm zu HN]
(WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND 2004) ...............................24
Abbildung 10: Gewässerkundliche Hauptzahlen Pegel Karnin im Untersuchungszeitraum
April 2003 bis März 2004 in [cm HN] (WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT
STRALSUND 2004) ..........................................................................................25
Abbildung 11: Wasserstandsdauerlinie, Überflutungshäufigkeit und Höhenprofil im Anklamer
Stadtbruch (EDOM 2001a), verändert (rote Linie = Grünland).........................26
Abbildung 12: Gepuffertes Beckensystem im Anklamer Stadtbruch (GREMER et al. 2000),
verändert .........................................................................................................28
Abbildung 13: Wasserstandsverlauf des Haffs im Untersuchungszeitraum (Quelle: WASSER-
UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND 2004) .................................................37
Abbildung 14: Wasserstandsverlauf der verschiedenen Polder im Untersuchungszeitraum .38
Abbildung 15: pH-Wert des Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug) und Zartenstrom (ZS)
.........................................................................................................................41
Abbildung 16: Elektrische Leitfähigkeit des Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS) .............................................................................................41
Abbildung 17: Salinität des Wassers der Intensivflächen Bugewitz (Bug) und Zartenstrom
(ZS)..................................................................................................................41
Abbildung 18: Chloridgehalt des Wassers der Intensivflächen Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS) .............................................................................................41
Abbildung 19: Gesamtphosphorgehalt des Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS) .............................................................................................42
Abbildung 20: Orthophosphatgehalt des Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS) .............................................................................................42
Abbildung 21: Calciumgehalt des Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS) .............................................................................................43
Abbildung 22: Kaliumgehalt des Wassers der Intensivfläche Bugewitz (Bug) und Zartenstrom
(ZS)..................................................................................................................43
Abbildung 23: Sulfatgehalt des Wassers der Intensivflächen Bugewitz (Bug) und Zartenstrom
(ZS)..................................................................................................................43
Abbildung 24: Nitratgehalt des Wassers der Intensivflächen Bugewitz (Bug) und Zartenstrom
(ZS)..................................................................................................................43
Abbildung 25: Chlorophyll-a-Gehalt des Wassers der Intensivflächen Bugewitz (Bug) und
Zartenstrom (ZS) .............................................................................................44
Abbildung 26: Produktivität (standing crop) von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha
latifolia an ausgewählten Standorten bezogen auf die Trockensubstanz........45
Abbildung 27: Kohlenstoffgehalt von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia an
ausgewählten Standorten................................................................................47
Abbildung 28: Stickstoffgehalt von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia an
ausgewählten Standorten................................................................................48

134 Abbildungsverzeichnis
Abbildung 29: Phosphatgehalt von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia an
ausgewählten Standorten................................................................................50
Abbildung 30: Kaliumgehalt von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha latifolia an
ausgewählten Standorten................................................................................52
Abbildung 31: Vegetationsformen im Anklamer Stadtbruch 1994 (GREMER et al. 2000,
Kartenbasis GRÜNBAUER & CHEUNG 1994 und VOIGTLÄNDER 1994,
verändert) ........................................................................................................54
Abbildung 32: Teichsimsen-Schilf-Wasserrried, Initialphase mit Ceratophyllum submersum 58
Abbildung 33: Teichsimsen-Schilf-Wasserried, Initialphase mit Ceratophyllum demersum..58
Abbildung 34: Teichsimsen-Schilf-Wasserried, Initialphase mit Spirodela polyrhiza und
Myriophyllum verticillatum ...............................................................................59
Abbildung 35: Teichsimsen-Schilf-Wasserried mit Bolboschoenus maritimus.......................59
Abbildung 36: Schmalblattrohrkolben-Wasserried mit Lemna gibba und Typha latifolia .......60
Abbildung 37: Wasserschierling-Großseggen-Ried mit Carex acuta .....................................62
Abbildung 38: Wasserschierling-Großseggen-Ried mit Carex disticha..................................62
Abbildung 39: Wasserschierling-Großseggen-Ried mit Hydrocharis morsus-ranae und Carex
acuta................................................................................................................63
Abbildung 40: Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried mit Eleocharis palustris und Typha
latifolia .............................................................................................................64
Abbildung 41: Nachtschatten-Schilf-Staudenflur mit Phragmites australis ............................65
Abbildung 42: Relief im Anklamer Stadtbruch (GREMER et al. 2000) ....................................69
Abbildung 43: Hochwasser am Zartenstrom im Januar 2004 ................................................72
Abbildung 44: Beziehung zwischen Chloridgehalt und elektrischer Leitfähigkeit im Anklamer
Stadtbruch .......................................................................................................74
Abbildung 45: Zeitlicher Vergleich der mittleren Chloridkonzentrationen des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP
Bug) 1999 (GREMER 1999) und 2003 .............................................................75
Abbildung 46: Verlauf der Chloridkonzentrationen im Untersuchungszeitraum (B=Bugewitz,
Z=Zartenstrom)................................................................................................76
Abbildung 47: Zeitlicher Vergleich der mittleren Orthophosphatgehalte des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP
Bug) 1999 (GREMER 1999) und 2003 .............................................................78
Abbildung 48: Zeitlicher Vergleich der mittleren Nitratkonzentrationen des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP
Bug) 1999 (GREMER 1999) und 2003 .............................................................80
Abbildung 49: Zeitlicher Vergleich der mittleren Kaliumkonzentrationen des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP
Bug) 1999 (GREMER 1999) und 2003 .............................................................81
Abbildung 50: Zeitlicher Vergleich der mittleren Calciumkonzentrationen des
Oberflächenwassers am Zartenstrom (ZS) und am Dauerpegel Bugewitz (DP
Bug) 1999 (GREMER 1999) und 2003 .............................................................81
Abbildung 51: Beziehung zwischen mittlerer Trockensubstanz, Wasserstufe und Trophie bei
Typha latifolia ..................................................................................................86
Abbildung 52: Beziehung zwischen mittlerer Trockensubstanz und Wasserstufe bei Carex
riparia...............................................................................................................87
Abbildung 53: Beziehung zwischen mittlerer Trockensubstanz, Wasserstufe und Trophie bei
Glyceria maxima..............................................................................................88
Abbildung 54: Ablagerung abgestorbener Biomasse von Carex riparia, Glyceria maxima,
Typha latifolia und Ceratophyllum submersum im Oberflächenwasser...........88
Abbildung 55: Mittlere K-, N- und P-Gehalte von Carex riparia, Glyceria maxima und Typha
latifolia pro ha bezogen auf Trockenmasse standing crop (Mittelwert aus allen
Proben jeder Art, n=32) ...................................................................................92
Abbildung 56: Vergleich von mittlerem Trockensubstanzertrag und mittlerem Stickstoffgehalt
der oberirdischen Biomasse ............................................................................93
Abbildung 57: Vergleich von mittlerem Trockensubstanzertrag und mittlerem Phosphatgehalt
der oberirdischen Biomasse ............................................................................94

Abbildungsverzeichnis 135
Abbildung 58: Vergleich von mittlerem Trockensubstanzertrag und mittlerem Kaliumgehalt
der oberirdischen Biomasse ............................................................................94
Abbildung 59: Hippuris vulgaris am Zartenstrom ...................................................................96
Abbildung 60: Blühaspekt von Utricularia vulgaris .................................................................99
Abbildung 61: Offene Wasserfläche mit Massenentwicklung von Fadengrünalgen im Polder
Bugewitz........................................................................................................100
Abbildung 62: Teichsimsen-Schilf-Wasserried mit Carex acutiformis ..................................101
Abbildung 63: Teichsimsen-Schilf-Wasserried mit Schoenoplectus tabernaemontani ........102
Abbildung 64: Schwingdeckenbildung mit Glyceria maxima im Flutgraben im September
2003 ..............................................................................................................103
Abbildung 65: Umschichtung eines Rohrglanzgras-Dominanzbestandes im Polder
Zartenstrom im August 2003 .........................................................................104
Abbildung 66: Streuakkumulation von Glyceria maxima (Dreieckswiese) im Juni 2003 ......105
Abbildung 67: Vegetationsentwicklungsreihe im Anklamer Stadtbruch ...............................107
Abbildung 68: Generative Vermehrung von Typha latifolia im Polder Bugewitz (Juli 2003) 111
Abbildung 69: Vegetative Ausbreitung von Phragmites australis im offenen Wasser im Polder
Zartenstrom (August 2003)............................................................................112
Abbildung 70: Behausung einer Bisamratte im Polder Bugewitz (Dezember 2003) ............112
Abbildung 71: Zusammenbruch eines Typha latifolia-Dominanzbestandes im Polder
Bugewitz im Juli 2003....................................................................................114
Abbildung 72: Naturnahe Großseggenriede mit Carex riparia am Zartenstrom (Mai 2003).115

136 Tabellenverzeichnis
TABELLENVERZEICHNIS
Tabelle 1: Naturschutzdeklarationen des Anklamer Stadtbruches und ihre wesentlichen
Inhalte (nach GREMER et al. 2000) .................................................................14
Tabelle 2: Überblick zur Nutzungsgeschichte im Anklamer Stadtbruch (Quelle:
GEOLOGISCHES LANDESAMT MV 1993a, b) ..................................................18
Tabelle 3: Überblick zum Überflutungsgeschehen im Anklamer Stadtbruch (nach
GREMER 1999, vgl. auch PRAGER 2000) .......................................................27
Tabelle 4: Höhenfestpunkte für die Anbindung im Höhennetz .........................................29
Tabelle 5: pH-Werte und Säure-Basen-Stufen von Gewässern (nach SUCCOW & KOPP
1985) ...............................................................................................................31
Tabelle 6: Wasserqualitätstypen nach VAN WIRDUM (1991) ...........................................32
Tabelle 7: Londo-Skala (1976 aus PFADENHAUER 1997, abgewandelt).........................34
Tabelle 8: Höhe der Geländeoberkante an den Pegeln des Untersuchungsgebietes .....36
Tabelle 9: Durchschnittliche Wasserstände, Maxima und Minima der einzelnen Pegel ..38
Tabelle 10: Hydrotoptypen des Untersuchungsgebietes (Zuordnung zu
Vegetationsaufnahmen) ..................................................................................39
Tabelle 11: Signifikanztest der verschiedenen hydrochemischen Parameter zwischen den
Intensivflächen Bugewitz und Zartenstrom......................................................40
Tabelle 12: Trophische Einschätzung der Wasserproben nach TGL (1982) und LAWA
(1999) aus den Mittelwerten der Intensivflächen Bugewitz und Zartenstrom ..44
Tabelle 13: Signifikanztest der Produktivität der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten...............................................................................46
Tabelle 14: Signifikanztest der Kohlenstoffgehalte der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten...............................................................................47
Tabelle 15: Signifikanztest der Stickstoffgehalte der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten...............................................................................48
Tabelle 16: Signifikanztest der C/N-Verhältnisse der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten...............................................................................49
Tabelle 17: Signifikanztest der Phosphatgehalte der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten...............................................................................49
Tabelle 18: Signifikanztest der N/P-Verhältnisse der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten...............................................................................50
Tabelle 19: Signifikanztest der C/P-Verhältnisse der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten...............................................................................51
Tabelle 20: Signifikanztest der Kaliumgehalte der oberirdischen Biomasse an den
verschiedenen Standorten...............................................................................51
Tabelle 21: Signifikanztest unterschiedlicher Parameter zwischen Carex riparia, Glyceria
maxima und Typha latifolia..............................................................................52
Tabelle 22: Vegetationseinheiten und Standortparameter des Grünlandes im Anklamer
Stadtbruch vor der Wiedervernässung (GREMER et al. 2000, nach den
Vegetationseinheiten von VOIGTLÄNDER 1994, verändert ) ...........................53
Tabelle 23: Vegetationsformen im Anklamer Stadtbruch 1997/98 (nach PRAGER 2000)..56
Tabelle 24: Gekürzte Vegetationstabelle der im Untersuchungsgebiet vorhandenen
Vegetationsformen ..........................................................................................66
Tabelle 25: Neu eingewanderte und nicht mehr nachweisbare Arten der Intensivfläche
Zartenstrom .....................................................................................................67
Tabelle 26: Gesamttorfverlust und Immissionsbelastung im Anklamer Stadtbruch
(NEUHAUS & PARTNER 1999).........................................................................68
Tabelle 27: Vergleich der Wasserstufen 1994 (GREMER et al. 2000) und 2003/04 im
Untersuchungsgebiet.......................................................................................70
Tabelle 28: pH-Werte am Zartenstrom und Bugewitz – zeitlicher Vergleich ......................73
Tabelle 29: Elektrische Leitfähigkeit am Zartenstrom und Bugewitz – zeitlicher Vergleich74
Tabelle 30: Vergleich ausgewählter hydrochemischer Parameter mit Literaturdaten ........76
Tabelle 31: Standortveränderung infolge Wiedervernässung ............................................84

Tabellenverzeichnis 137
Tabelle 32: Oberirdische Biomasse von Röhrichten und Rieden (Literaturvergleich)
bezogen auf die Trockensubstanz (TS)...........................................................85
Tabelle 33: Stickstoffgehalt und C/N-Verhältnis ausgewählter Arten und Vegetationstypen
(Literaturvergleich)...........................................................................................89
Tabelle 34: Mittleres C-, N-, P- und K-Bindungsvermögen von Carex riparia, Glyceria
maxima und Typha latifolia im Untersuchungsgebiet bezogen auf
Trockenmasse standing crop (Mittelwert aus allen Proben jeder Art, n=32) ...92
Tabelle 35: Beziehung zwischen mittlerer oberirdischer Biomasseproduktion von Glyceria
maxima und Nährstoffgehalt des Überflutungswassers ..................................93
Tabelle 36: Gefährdete Pflanzenarten im Untersuchungsgebiet und ihre Verbreitung nach
FUKAREK (1992)..............................................................................................95
Tabelle 37: Überblick über die Vegetationsentwicklung im Anklamer Stadtbruch .............98
Tabelle 38: Flächeneinschätzung der wichtigsten Dominanzarten des
Untersuchungsgebietes 2003........................................................................106
Tabelle 39: Salztolerante Arten des Untersuchungsgebietes ..........................................109
Tabelle 40: Zusammenfassender Überblick der wichtigsten Entwicklungen im Anklamer
Stadtbruch .....................................................................................................113
Tabelle 41: Verhalten unterschiedlicher Torfbildner infolge Wiedervernässung im Anklamer
Stadtbruch (abgeleitet aus eigenen Beobachtungen und durch Vergleich mit
PRAGER 2000) ..............................................................................................115
Tabelle 42: Wirkung unterschiedlich stark gepufferter Wasserregime im
Untersuchungsgebiet.....................................................................................116

138 Danksagung
DANKSAGUNG
Ich danke allen sehr, die mit ihrem Beitrag das Gelingen dieser Arbeit unterstützt haben.
Einen besonderen Dank möchte ich meiner lieben Familie für die Ermöglichung des
Studiums, ihrem Interesse an meiner Arbeit und dem Beistand bei allen größeren und
kleineren Problemen aussprechen.
Für ihr Engagement, ohne das diese Arbeit nicht hätte entstehen können, und die Vergabe
dieses spannenden Themas, bei dem ich soviel Neues über den Lebensraum
wiedervernässtes Moor lernen durfte, danke ich meinen Betreuern Prof. Dr. Michael Succow
und Dr. Tiemo Timmermann herzlich.
Auch bei den Mitarbeitern des Zweckverbandes „Peenetal-Landschaft“ möchte ich für die
Bereitstellung wertvoller Daten Dankeschön sagen.
Weiterhin danken möchte ich Herrn Scharnweber, Herrn Paulig und Herrn Fichte vom
StAUN-Ueckermünde für die wertvollen Auskünfte und die Einsicht in Daten und Literatur.
Meinen Dank möchte ich außerdem Ute Clausnitzer, Rainer Hasenclever und seinem netten
Team für die Befliegung des Gebietes aussprechen.
Für die große Unterstützung und die Anleitung im Labor danke ich Frau Adam und Herrn
Möbius sehr, ohne die das umfangreiche Messprogramm nicht möglich gewesen wäre.
Ein Dankeschön auch an Frau Welte vom Geologischen Landesamt Neubrandenburg für die
Bereitstellung von Karten und Literatur sowie an Frau Zimmermann vom Wasser- und
Schiffahrtsamt Stralsund für die rasche Übersendung der Pegeldaten.
Florian Jansen danke ich für die Ratschläge bei der Kartenerstellung.
Einen besonderen Dank auch an Kees Vegelin, der mir durch die Kartierung des Polders
Randow-Rustow weitere wichtige Einblicke zum Verständnis der Vegetationsentwicklung
wiedervernässter Moore ermöglicht hat.
Letztendlich bedanke ich mich bei Rene Fronczek, Eva Held, Knut Lamprecht, Sven
Backhaus, Beate Baumgärtel, Steffen Rudnick sowie meinen Kommilitonen Katja Jost,
Ramona Mickel, Antje Wulff, Juliane Brasch und Moritz Klußmann für ihre Hilfe.

Anhang 139
ANHANG
A 1a Ergebnisse der Höhenvermessungen der Intensivflächen
A 1b Lage der Höhenvermessungspunkte der Intensivfläche Bugewitz
A 1c Lage der Höhenvermessungspunkte der Intensivfläche Zartenstrom
A 1d Ergebnisse der Höhenzuordnung zu den Vegetationsaufnahmen
A 2a Tagesmittelwerte des Haffwasserstandes am Pegel Karnin im
Untersuchungszeitraum (Quelle: WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND)
A 2b Mittelwerte, Mediane und maximale Amplituden des Haffwasserstandes am Pegel
Karnin im Untersuchungszeitraum in cm zu HN (Quelle: WASSER- UND
SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND)
A 2c Gewässerkundliche Hauptzahlen des Haffs am Pegel Karnin 1990 - 2000 (Quelle:
WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND)
A 2d Gewässerkundliche Hauptzahlen des Haffs am Pegel Karnin März 2003 – April 2004
in cm zu HN (Quelle: WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND)
A 3 Ergebnisse der Grundwasserstandsmessungen im Untersuchungsgebiet
A 4 Ergebnisse der hydrochemischen Untersuchungen
A 5a Ergebnisse der Biomasseanalyse von Carex riparia
A 5b Ergebnisse der Biomasseanalyse von Glyceria maxima
A 5c Ergebnisse der Biomasseanalyse von Typha latifolia
A 6 Vegetationstabelle des Untersuchungsgebietes
A 7 Gesamtartenliste der Gefäßpflanzen des Untersuchungsgebietes sowie deren
Gefährdung
A 8a Lage der Vegetationsaufnahmen im Polder Bugewitz
A 8b Lage der Vegetationsaufnahmen im Polder Rosenhagen
A 8c Lage der Vegetationsaufnahmen im Polder Zartenstrom und Kamp-Ost
A 8d Lage der Vegetationsaufnahmen im Polder Zartenstrom und Kamp-Ost
A 9a Lage der Pegelmessstellen, Wasserentnahmestellen und Biomasseentnahmepunkte
in den Poldern Bugewitz und Rosenhagen
A 9b Lage der Pegelmessstellen, Wasserentnahmestellen und Biomasseentnahmepunkte
in den Poldern Kamp-Ost und Zartenstrom
A 10 Vegetationskarte des Untersuchungsgebietes
A 11 Vegetationskarte der Intensivfläche Zartenstrom 1997

140 Anhang
A 12 Vegetationskarte der Intensivfläche Zartenstrom 2003
A 13 Vegetationskarte der Intensivfläche Bugewitz 2003
A 14 Koordinaten der Vegetationsaufnahmen
A 15 Vergleich der mittleren monatlichen Lufttemperaturen und der Niederschläge im
Untersuchungsteitraum mit langjährigen Mittelwerten (Quelle: DEUTSCHER
WETTERDIENST 2004)
A 16 Foto-CD

ANHANG

Anhang 1a: Ergebnisse der Höhenvermessung der Intensivflächen
Bezeichnung des
Vermessungspunktes
Höhe der GOK in
cm zu HN
Bezeichnung des
Vermessungspunktes
Höhe der GOK in
cm zu HN
B1 -1 Z1 -14,5
B2 -14 Z2 1,5
B3 -15 Z3 -6,5
B4 -7 Z4 -5,5
B5 -12 Z5 -1,5
B6 -26 Z6 -12,5
B7 -13 Z7 -1,5
B8 -6 Z8 -8,5
B9 -6 Z9 -11,5
B10 -31 Z10 -8,5
B11 -9 Z11 -20,5
B12 -24 Z12 -16,5
B13 -3 Z13 -34,5
B14 -31 Z14 -26,5
B15 4 Z15 -14,5
B16 9 Z16 -32,5
B17 -26 Z17 -12,5
B18 -7 Z18 -13,5
B19 -35 Z19 -11,5
B20 -8 Z20 -13,5
B21 -26 Z21 -1,5
B22 -8 Z22 -16,5
B23 -23 Z23 -20,5
B24 -6 Z24 -15,5
B25 -27 Z25 1,5
B26 -21 Z26 -14,5
B27 -30 Z27 -16,5
B28 -32 Z28 -26,5
B29 -34 Z29 -31,5
B30 -33 Z30 -8,5
B31 -38 Z31 -9,5
B32 -41 Z32 -11,5
B33 -30 Z33 -31,5
B34 -26 Z34 -26,5
B35 -40 Z35 -16,5
B36 -30 Z36 -10,5
B37 -15 Z37 -21,5
B38 -41 Z38 -4,5
B39 -34 Z39 -3,5
B40 -36 Z40 -10,5
B41 -31 Z41 1,5
B42 -33 Z42 -21,5
B43 -35 Z43 -26,5
B44 -33 Z44 -21,5
B45 -36 Z45 -16,5
B46 -39 Z46 -14,5
B47 -38 Z47 -21,5
B48 -39 Z48 -16,5
B49 -44 Z49 1,5
B50 -34 Z50 -11,5
B51 -39 Z51 -1,5
B52 -28 Z52 -14,5
B53 -29 Z53 -18,5
B54 -30 Z54 -7,5
B55 -37 Z55 -6,5
B56 -30 Z56 -5,5
B57 -43 Z57 -0,5
B58 -34 Z58 1,5
B59 -41 Z59 22,5
B60 -40 MW -13
B61 -41 Min -31,5
B62 -40 Max 22,5
B63 -37
B64 -36
B65 -33 GOK: Geländeoberkante
B66 -14 MW: Mittelwert
B67 -7 Min: Minimum
B68 -6 Max: Maximum
B69 -4 B: Bugewitz
B70 -2 Z: Zartenstrom
B71 -11
B72 -40
B73 -40
MW -25
Min -44

Anhang 1d: Ergebnisse der Höhenzuordnung zu den Vegetationsaufnahmen
Teilfläche Aufnahmenummer
Höhe der GOK in
cm zu HN
Teilfläche Aufnahmenummer
Höhe der GOK in
cm zu HN
Bugewitz 1 -6 Kamp-Ost 52 0
2 -15 53 0
3 -12 54 -7
4 -15 55 -2
5 -17 56 3
6 -37 93 -32
7 -20 94 -34
8 -28 Zartenstrom 66 2,5
9 -24 67 -3,5
10 -29 68 2,5
11 -4 69 2,5
12 -4 70 -20,5
13 -37 71 -20,5
14 -24 72 -27,5
15 -30 73 -22,5
16 -32 74 -21,5
17 -29 75 -2,5
18 -30 76 -17,5
19 -36 77 -15,5
20 -37 78 9,5
21 -40 79 -3,5
22 -47 80 -0,5
23 -44 81 6,5
24 -40 82 8,5
25 -41 83 -1,5
26 -4 84 -1,5
27 -7 85 20,5
28 -7 86 20,5
29 -6 87 22,5
30 -7 88 2,5
31 -8 94 -17,5
32 -7 95 -23,5
33 -6 96 -21,5
34 -8 97 -28,5
35 -7 98 -8,5
57 -16
58 -5 GOK: Geländeoberkante
59 -8
60 -4
61 0
62 -45
63 -6
64 -12
65 -7
89 -33
90 -35
91 -42
Rosenhagen 36 -45
37 -62
38 -48
39 -35
40 -45
41 -35
42 -35
43 -41
44 -52
45 -45
46 -35
47 -35
48 -83
49 -69
50 -55
51 -55

Anhang 2a: Tagesmittelwerte des Haffwasserstandes am Pegel Karnin im Untersuchungszeitraum
Tag/Monat Apr 03 Mai 03 Jun 03 Jul 03 Aug 03 Sep 03 Okt 03 Nov 03 Dez 03 Jan 04 Feb 04 Mrz 04
1 -3 -39 -5 14 -3 14 12 -3 -14 31 -30 1
2 -19 -29 0 4 -5 30 0 -10 -6 47 -8 -4
3 -10 -33 -8 -8 -5 13 3 -16 -7 39 -7 20
4 -2 -25 -12 -12 -3 6 -3 -25 -11 16 -19 31
5 2 -13 -18 -2 -3 10 1 -4 -31 3 -20 14
6 42 -16 -19 11 1 8 0 -6 -9 -9 -8 -3
7 62 -20 -16 11 -2 2 -11 -4 24 -27 4 -10
8 41 -15 -10 8 -6 4 5 4 -3 -16 5 -6
9 29 -15 -26 6 0 5 12 5 -4 -14 18 14
10 29 -12 -20 10 0 2 12 -6 -12 -3 31 17
11 12 -10 -13 11 -6 8 -7 -17 -35 -9 31 7
12 0 -7 -9 -1 -17 2 19 -24 -33 -24 31 1
13 -7 -9 -15 14 -12 -1 38 -29 -19 -17 14 -11
14 -6 -14 -4 16 -19 -3 49 -32 -27 -8 7 -23
15 -6 -21 2 18 -38 -16 39 -33 -10 13 13 -34
16 -11 -13 4 17 -13 -21 28 -36 35 4 11 -44
17 -14 -12 12 11 7 -8 12 -30 31 10 -1 -33
18 8 -13 4 5 7 -9 -3 -19 12 18 15 -25
19 14 -11 -10 0 2 -18 6 -32 -1 -9 40 -24
20 2 -17 -22 -2 -3 -6 19 -15 -1 10 18 -36
21 -12 -18 -10 -6 -5 -8 32 -9 -4 33 3 -62
22 -20 -16 12 -5 -8 -12 32 -6 9 27 -10 -24
23 -17 -20 11 -7 -11 -26 18 -5 33 6 -6 -6
24 -14 -13 -6 -6 9 -16 1 -4 12 -14 4 10
25 -15 -6 4 -6 26 -4 -25 2 -20 -21 -12 24
26 -20 -6 23 -7 16 -11 3 -3 -22 -14 -20 21
27 -39 -11 16 -10 2 -15 -1 -1 -14 -13 -8 4
28 -40 -11 14 -9 27 3 -25 -3 -20 -15 5 -11
29 -30 -10 12 0 21 15 -28 0 -20 -19 11 -12
30 -29 -14 17 0 26 20 -12 -4 -2 -9 -9
31 -12 -2 16 0 17 -17 -6
Monatsmittel -2 -16 -3 2 0 -1 7 -12 -5 0 4 -7
Median -6,5 -13 -5,5 0 -3 0,5 3 -6 -7 -9 4 -6
Maximum 62 -6 23 18 27 30 49 5 35 47 40 31
Minimum -40 -39 -26 -12 -38 -26 -28 -36 -35 -27 -30 -62

Anhang 2b: Mittelwerte, Mediane und maximale Amplituden des Haffwasserstandes am Pegel
Karnin für den Untersuchungszeitraum, errechnet aus den Tagesmittelwerten ( Quelle:
WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND 2004)
Jahr
Sommerhalbjahr
(Mai-Oktober)
Winterhalbjahr
(November-April)
Mittelwert des
Wasserstandes [cm HN]
-3 -2 -4
Standardabweichung [cm] 17,4 14,8 19,7
Median [cm] -5 -3 -6
höchstes Tagesmittel [cm HN] 62 49 62
tiefstes Tagesmittel [cm HN] -62 -39 -62
maximale Amplitude [cm] 124 88 124
Anhang 2c: Gewässerkundliche Hauptzahlen des Haffs am Pegel Karnin 1990-2000 in cm zu HN
(WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND 2004)
Nov Dez Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Wi So Jahr
Dat 1992 1999 1993 1999 1994 1992 1991 1996 1992 1994 1996 1991 1993 1991 1993
NW -84 -88 -94 -64 -78 -57 -67 -44 -42 -52 -71 -82 -94 -82 -94
MNW -52 -58 -58 -45 -55 -42 -38 -36 -22 -30 -40 -54 -74 -60 -77
MW -3 -7 -4 1 -3 -3 -8 -6 1 -1 -2 -8 -3 -4 -4
MHW 40 39 47 45 34 33 21 20 30 30 19 27 64 48 66
HW 101 65 69 61 62 75 54 30 40 75 86 53 101 86 101
Dat 1995 1993 1995 1993 2000 1995 1996 1994 1996 1995 1995 1999 1995 1995 1995
NW = Niedrigwasser – niedrigster gemessener Tagesmittelwert
MNW = mittleres Niedrigwasser – Mittelwert der monatlichen Niedrigwässer
MW = mittlerer Wasserstand – Mittelwert der monatlichen Mittelwerte
MHW = mittleres Hochwasser – Mittelwert der monatlichen Hochwässer
HW = Hochwasser – höchster gemessener Tagesmittelwert
Dat = Zeitpunkt des NW und HW
Wi = hydrologisches Winterhalbjahr November bis April
So = hydrologisches Sommerhalbjahr Mai bis Oktober
Anhang 2d: Gewässerkundliche Hauptzahlen des Haffs am Pegel Karnin im
Untersuchungszeitraum April 2003 bis März 2004 in cm zu HN (WASSER- UND
SCHIFFFAHRTSAMT STRALSUND 2004)
Min NW MW HW Max maximale
niedrigster niedrigstes
höchstes höchster Tages-
Stundenwert Tagesmittel Monatsmittel Tagesmittel Stundenwert amplitude
Apr -52 -40 -2 62 74 48
Mai -52 -39 -16 -6 -1 36
Jun -35 -26 -3 23 28 31
Jul -27 -12 2 18 21 40
Aug -49 -38 0 27 32 38
Sep -35 -26 -1 30 33 30
Okt -37 -28 7 49 52 36
Nov -43 -36 -12 5 8 21
Dez -49 -35 -5 35 49 87
Jan -30 -27 0 47 56 38
Feb -53 -30 4 40 47 44
Mrz -88 -62 -7 31 37 45
Jahr -88 -62 -3 62 74 87

Anhang 3: Ergebnisse der Grundwasserstandsmessungen im UG in cm zu HN
Pegel Haff DP Bug RP Bug DP Ros Kamp RP ZS
25.03.2003 -19 -3 -3 -18 -12 -12
31.03.2003 -21 -4 -3 -16 -3 -7
07.04.2003 62 30 31 30 37 70
15.04.2003 -6 23 24 16 19 11
22.04.2003 -20 17 17 9 11 6
26.04.2003 -20 14 14 2 4 -5
07.05.2003 -20 -4 -4 -12 -10 -7
13.05.2003 -9 4 4 -12 -7 1
19.05.2003 -11 2 1 -14 -9 -7
28.05.2003 -11 0 -2 -14 -8 -7
04.06.2003 -12 -4 -6 -13 -8 1
15.06.2003 2 -11 -11 -19 -6 8
26.06.2003 23 -12 -12 -11 -1 26
03.07.2003 -8 -12 -12 -5 4 13
13.07.2003 14 -10 -13 0 6 17
23.07.2003 -7 -10 -15 3 8 6
04.08.2003 -3 -10 -15 -5 1 4
12.08.2003 -17 -14 -19 -7 -3 4
21.08.2003 -5 -18 -24 -10 -4 5
30.08.2003 26 -16 -24 -1 8 30
09.09.2003 5 -10 -16 7 4 17
16.09.2003 -21 -10 -15 4 9 4
23.09.2003 -26 -10 -12 -4 -9 2
05.10.2003 1 -8 -9 -2 5 13
17.10.2003 12 8 8 23 27 33
28.10.2003 -25 18 18 11 17 10
09.11.2003 5 13 12 1 7 12
23.11.2003 -5 9 8 -9 -3 5
07.12.2003 24 8 7 -6 1 26
18.12.2003 12 9 8 1 9 26
02.01.2004 47 13 13 9 18 44
17.01.2004 10 19 18 9 13 16
31.01.2004 -17 20 17 13 18 18
15.02.2004 13 21 18 18 21 25
28.02.2004 5 18 16 9 12 13
14.03.2004 -23 15 14 7 11 7
25.03.2004 24 11 9 -1 1 24
Mittelwert 2,9 1,1 -0,2 5,1 12,2
Minimum -18 -24 -19 -12 -12
Maximum 30 31 30 37 70
SD 13,3 14,6 11,8 11,3 16
Amplitude 48 55 49 49 82
Median 2 1 -1 4 10
UG: Untersuchungsgebiet, DP: Dauerpegel, RP: Rohrpegel, Bug: Bugewitz,
ZS: Zartenstrom, SD: Standardabweichung

Anhang 4: Ergebnisse der hydrochemischen Analysen
Probeentnahme B1 B2 B3 Z1 Z2 Z3 Z4
Datum Polder Bugewitz LF in (µS/cm) Polder Zartenstrom LF in (µS/cm)
15.06.2003 2420 2090 2180 3070 2530 2530 2510
13.07.2003 2630 2520 2450 3020 3070 3130 3110
12.08.2003 3590 2960 3130 3080 3010 2920 2960
09.09.2003 3980 3310 3110 3140 3150 3260 3300
05.10.2003 2900 3000 3000 3080 3080 3040 3050
MW 3104 2776 2774 3078 2968 2976 2986
SD 659 476 433 43 250 279 294
Polder Bugewitz Salinität (‰) Polder Zartenstrom Salinität (‰)
15.06.2003 1,1 0,9 0,9 1,4 1,2 1,2 1,2
13.07.2003 1,2 1,2 1,1 1,4 1,4 1,5 1,5
12.08.2003 1,8 1,4 1,5 1,5 1,4 1,4 1,4
09.09.2003 2 1,6 1,5 1,5 1,5 1,6 1,6
05.10.2003 1,4 1,4 1,4 1,4 1,4 1,4 1,4
MW 1,5 1,3 1,28 1,44 1,38 1,42 1,42
SD 0,39 0,26 0,26 0,05 0,11 0,15 0,15
Polder Bugewitz pH-Werte Polder Zartenstrom pH-Werte
15.06.2003 7,14 7,47 8,27 7,15 7,35 7,48 7,22
13.07.2003 7,01 8,56 7,99 7,24 7,01 7,02 6,97
12.08.2003 7,3 8,5 7,3 7,39 6,77 7,04 7,12
09.09.2003 7,22 8,53 8,45 7,19 7,09 7,08 6,99
05. Okt 7,15 7,55 7,77 7,39 7,35 7,32 7,17
MW 7,16 8,12 7,96 7,27 7,11 7,11 7,09
SD 0,11 0,56 0,45 0,11 0,25 0,2 0,11
Polder Bugewitz Chlorophyll a [µg/l] Polder Zartenstrom Chlorophyll a [µg/l]
13.07.2003 44,4 0 355,2 14,8 310,8 177,6 310,8
12.08.2003 222 133,2 547,6 133,2 621,6 636,4 236,8
09.09.2003 444 740 399,6 251,6 414,4 606,8 118,4
05.10.2003 133,2 88,8 917,6 207,2 414,4 843,6 518
MW 210,9 320,7 555 151,7 440,3 566,1 296
SD 171,5 363,8 255,3 103,5 130,4 279,6 167,9
Polder Bugewitz Calcium [mg/l] Polder Zartenstrom Calcium [mg/l]
15.06.2003 115 82 74 76 64 64 65
13.07.2003 127 109 99 81 79 81 77
12.08.2003 178 109 109 79 74 74 74
09.09.2003 252 149 123 93 93 93 93
05.10.2003 111 111 91 72 72 76 68
MW 156,6 112 99,2 80,2 76,4 77,6 75,4
SD 59,68 23,92 18,47 7,92 10,74 10,6 10,92
Polder Bugewitz Chlorid [mg/l] Polder Zartenstrom Chlorid [mg/l]
15.06.2003 466 419 474 630 538 532 529
13.07.2003 570 562 554 721 722 750 741
12.08.2003 825 740 774 763 756 708 751
09.09.2003 961 892 849 823 828 884 882
05.10.2003 735 780 788 787 803 800 792
MW 711,4 678,6 687,8 744,8 729,4 734,8 739
SD 197,47 187,47 163,61 74,12 114,6 130,95 129,91

Probeentnahme B1 B2 B3 Z1 Z2 Z3 Z4
Polder Bugewitz Kalium [mg/l] Polder Zartenstrom Kalium [mg/])
15.06.2003 13,2 32,1 30 26,5 23,4 22,9 22,9
13.07.2003 4 25,1 25,2 22,2 24,3 23,7 22,8
12.08.2003 15,6 33,3 34,5 24,3 22,6 21,5 23,9
09.09.2003 17,9 46,2 34,7 31,1 31,7 32,3 31,9
05.10.2003 29,6 33,8 24,8 20,6 20,9 21,1 20,7
MW 16,06 34,1 29,84 24,94 24,58 24,3 24,44
SD 9,23 7,62 4,8 4,1 4,17 4,59 4,33
Polder Bugewitz Sulfat [mg/l] Polder Zartenstrom Sulfat [mg/l]
13.07.2003 2 3,6 7,2 117,2 103,1 138,5 133,4
12.08.2003 1 3,6 1,6 97 99,7 85,4 102,1
09.09.2003 35 12,3 53,6 125,2 127,3 145,9 133,6
05.10.2003 6 13,2 29,3 135,8 140,2 148 148,1
MW 11 8,175 22,925 118,8 117,575 129,45 129,3
SD 16,15 5,3 23,69 16,41 19,46 29,65 19,4
Datum Polder Bugewitz Nitrat [mg/l] Polder Zartenstrom Nitrat [mg/l]
13.07.2003 2,26 2,03 2,08 2,63 2,66 2,43 2,66
12.08.2003 3,76 2,46 2,62 2,53 2,4 2,5 2,51
09.09.2003 3,25 3,15 2,84 2,68 2,78 2,85 2,9
05.10.2003 2,09 2,23 2,35 2,39 2,49 2,59 2,32
MW 2,84 2,47 2,47 2,56 2,58 2,59 2,6
SD 0,9 0,49 0,33 0,13 0,17 0,18 25
Polder Bugewitz GP [mg/l] Polder Zartenstrom GP [mg/l]
15.06.2003 1,87 2,08 2,36 1,33 0,68 0,69 0,89
13.07.2003 0,71 2,23 2,03 1,22 1,85 1,11 1,26
12.08.2003 1,24 0,86 4,85 1,96 1,36 0,88 1,38
09.09.2003 2,44 1,51 0,9 0,68 0,93 0,69 0,94
05.10.2003 0,88 0,51 0,85 0,48 0,47 0,9 0,55
MW 1,43 1,44 2,2 1,13 1,06 0,85 1
SD 0,72 0,75 1,63 0,58 0,55 0,17 0,33
Polder Bugewitz OP [mg/l] Polder Zartenstrom OP [mg/l]
09.09.2003 0,11 0,2 0,21 0,61 0,67 0,52 0,64
05.10.2003 0,14 0,06 0,15 0,32 0,31 0,32 0,33
MW 0,125 0,13 0,18 0,465 0,49 0,42 0,485
SD 0,02 0,1 0,04 0,21 0,25 0,14 0,22
B: Bugewitz, Z: Zartenstrom, MW: Mittelwert, SD: Standardabweichung
GP: Gesamtphosphor, OP: Orthophosphat

Anhang 5a: Ergebnisse der Biomasseanalyse von Carex riparia
Untersuchungsfläche
Proben-Nummer
Datum der Entnahme
Wasserstufe
Trockensubstanz in [g/0,25 m²]
TS-Artenrest [g/0,25 m²]
CBa 1a 04.06.2003 5+/4+ 81,3 - 15,88 448,45 28,23 2,25 199,31 7,06 21,39
2a 04.06.2003 5+/4+ 150,83 0,07 16,75 453,94 27,11 2,28 199,1 7,35 19,99
3a 04.06.2003 5+/4+ 111,64 0,18 16,77 452,65 27 2,18 207,64 7,69 22,6
4a 04.06.2003 5+/4+ 127,88 - 16,77 446,88 26,64 2,5 178,75 6,71 25,21
5a 04.06.2003 5+/4+ 156,56 - 15,13 451,41 29,84 2,25 200,63 6,72 22,24
6a 04.06.2003 5+/4+ 100,04 - 16,58 459,44 27,71 2,28 201,51 7,27 20,61
7a 04.06.2003 5+/4+ 200 0,13 16,49 454,61 27,57 2,44 186,32 6,76 22,6
8a 04.06.2003 5+/4+ 151,86 - 17,3 448,02 25,9 2,57 174,33 6,73 21,1
MW - - 135,01 - 16,46 451,925 27,5 2,34 193,45 7,04 21,97
SD - - 37,66 - 0,67 4,16 1,18 0,14 12,05 0,37 1,61
CBb 1b 04.06.2003 6+/5+ 189,72 0,05 14,79 454,76 30,74 2,34 194,34 6,32 19,27
2b 04.06.2003 6+/5+ 98,61 0,14 16,59 452,25 27,26 2,44 185,35 6,8 20,24
3b 04.06.2003 6+/5+ 212,34 0,14 15,97 453,26 28,38 2,47 183,51 6,47 18
4b 04.06.2003 6+/5+ 123,32 0,1 17,87 443,13 24,79 2,7 164,12 6,62 24,89
5b 04.06.2003 6+/5+ 119,61 0,28 19,63 449,68 22,9 2,7 166,55 7,27 17,44
6b 04.06.2003 6+/5+ 139,07 0,19 17,13 451,76 26,37 2,34 193,06 7,32 15,09
7b 04.06.2003 6+/5+ 204,23 0,52 15,78 450,39 28,52 2,34 192,47 6,74 15,87
8b 04.06.2003 6+/5+ 300,78 0,05 15,93 453,6 28,48 2,47 183,64 6,45 18,65
MW - - 173,46 0,18 16,71 451,1038 27,18 2,48 182,88 6,75 18,68
SD - - 66,69 0,16 1,5 3,63 2,46 0,15 11,67 0,37 3,03
CZc 1c 06.06.2003 5+/4+ 146,19 0,71 17,17 457,41 26,65 2,05 223,13 8,38 17,38
2c 06.06.2003 5+/4+ 144,67 - 16,13 457,8 28,37 2,37 193,16 6,81 21,1
3c 06.06.2003 5+/4+ 129,19 - 18,51 449,55 24,29 2,6 172,9 7,12 23,55
4c 06.06.2003 5+/4+ 151,15 - 15,25 456,5 29,94 2,18 209,4 6,7 19,5
5c 06.06.2003 5+/4+ 150,72 - 15,92 450,02 28,58 2,15 209,31 7,4 14,96
6c 06.06.2003 5+/4+ 164,64 - 15,52 460,66 29,68 2,03 226,93 7,65 15,76
7c 06.06.2003 5+/4+ 127,85 - 16,39 457,8 27,94 2,02 226,63 8,11 14,76
8c 06.06.2003 5+/4+ 143,96 0,49 15,25 454,25 29,79 2,18 208,37 7 15,84
MW - - 144,8 - 16,27 455,4988 28,16 2,2 208,73 7,4 17,86
SD - - 11,97 - 1,11 3,94 1,91 0,2 18,46 0,61 3,21
CZd 1d 06.06.2003 5+/+ 190,01 - 14,79 459,05 31,05 2,31 198,72 6,4 19,24
2d 06.06.2003 5+/+ 146,34 - 14,49 458,26 31,63 2,31 198,38 6,27 18,03
3d 06.06.2003 5+/+ 191,95 - 14,87 462,36 31,09 2,28 202,79 6,52 16,4
4d 06.06.2003 5+/+ 157,33 2,01 15,91 459,9 28,91 2,45 187,71 6,49 18,92
5d 06.06.2003 5+/+ 198,89 - 16,92 460,28 27,21 2,47 186,35 6,85 16,76
6d 06.06.2003 5+/+ 116,39 - 14,75 463,22 31,44 2,25 205,88 6,56 13,95
7d 06.06.2003 5+/+ 140,1 - 18,29 460,39 25,17 2,83 162,68 6,46 18,81
8d 06.06.2003 5+/+ 186,8 - 15,27 458,52 30,03 2,44 187,92 6,26 18,32
MW - - 165,98 - 15,66 460,2475 29,57 2,42 191,3 6,48 17,55
SD - - 30,14 - 1,33 1,77 2,32 0,19 13,72 0,19 1,77
MW: Mittelwert, SD: Standardabweichung, TS: Trockensubstanz
N [mg/g TS]
C [mg/g TS]
C/N
P [mg/g TS]
C/P
N/P
K [mg/g TS]

Anhang 5b: Ergebnisse der Biomasseanalyse von Glyceria maxima
Untersuchungsfläche
Proben-Nummer
Datum der Entnahme
Wasserstufe
Trockensubstanz in [g/0,25 m²]
TS-Artenrest [g/0,25 m²]
Gba 1a 22.07.2003 5+/+ 157,45 - 14,17 446,04 31,49 2,58 172,88 5,49 10,18
2a 22.07.2003 5+/+ 199,78 - 12,42 445,09 35,83 2,29 194,36 5,42 6,2
3a 22.07.2003 5+/+ 281,16 2,13 11,76 443,99 37,76 2,12 209,43 5,55 6,92
4a 22.07.2003 5+/+ 175,06 1,86 12,57 443,18 35,26 2,48 178,7 5,07 6,75
5a 22.07.2003 5+/+ 161,39 - 14,4 447,94 31,12 2,48 180,62 5,81 8,81
6a 22.07.2003 5+/+ 210,51 - 11,63 447,5 38,49 2,13 210,09 5,46 6,53
7a 22.07.2003 5+/+ 140,85 - 14,03 444,1 31,65 2,45 181,27 5,73 8,39
8a 22.07.2003 5+/+ 175,83 - 13,49 441,7 32,74 2,4 184,04 5,62 7,37
MW - - 187,75 - 13,06 444,9425 34,29 2,37 188,92 5,52 7,64
SD - - 43,92 - 1,1 2,14 2,93 0,17 14,2 0,23 1,37
GBb 1b 22.07.2003 6+/5+ 230,31 0,76 15,85 430,83 27,19 3,19 135,06 4,97 12,73
2b 22.07.2003 6+/5+ 189,41 1,22 17,23 433,24 25,14 3,2 135,39 5,38 10,61
3b 22.07.2003 6+/5+ 372,68 1,65 16,5 428,44 25,98 3,25 131,83 5,08 15,37
4b 22.07.2003 6+/5+ 99,61 2,07 18,31 427,65 23,36 3,21 133,22 5,7 9,46
5b 22.07.2003 6+/5+ 164,51 0,53 15,96 433,25 27,14 3,13 138,42 5,1 10,31
6b 22.07.2003 6+/5+ 199,37 0,31 16,45 434,77 26,43 3 144,92 5,48 8,84
7b 22.07.2003 6+/5+ 178,08 1,28 15,74 431,92 27,44 3,03 142,55 5,19 6,3
8b 22.07.2003 6+/5+ 332,86 1,03 15,52 429,05 27,64 3,2 134,08 4,85 10,21
MW - - 220,85 1,11 16,45 431,1438 26,29 3,15 136,93 5,22 10,48
SD - - 90,11 0,58 0,93 2,58 1,45 0,09 4,65 0,28 2,68
GZc 1c 23.07.2003 5+/+ 305,39 - 12,47 445,79 35,76 2,73 163,29 4,57 11,06
2c 23.07.2003 5+/+ 208,65 2,78 15,88 446,47 28,11 3,08 144,96 5,16 14,07
3c 23.07.2003 5+/+ 243 - 16,99 443,45 26,09 2,93 151,35 5,8 16,39
4c 23.07.2003 5+/+ 268,23 - 12,67 446,22 35,21 2,65 168,38 4,78 12,08
5c 23.07.2003 5+/+ 259,37 3,05 13,09 444,49 33,95 3,06 145,26 4,28 11,81
6c 23.07.2003 5+/+ 269,66 - 12,09 444,69 36,77 2,73 162,89 4,43 7,18
7c 23.07.2003 5+/+ 226,27 - 11,99 442,59 36,93 2,7 163,92 4,44 11
8c 23.07.2003 5+/+ 180,88 - 14,3 441,14 30,86 2,74 161 5,22 12,5
MW - - 245,18 - 13,69 444,355 32,96 2,83 157,63 4,84 12,01
SD - - 39,26 - 1,87 1,87 4,13 0,17 9,1 0,52 2,64
GZd 1d 23.07.2003 6+/5+ 159,5 36,76 15,45 437,54 28,32 2,86 152,99 5,4 7,67
2d 23.07.2003 6+/5+ 295,82 30,32 12,45 437,67 35,14 3,04 143,97 4,1 11,35
3d 23.07.2003 6+/5+ 166,08 3,17 14,49 439,11 30,31 3,01 145,88 4,81 9,17
4d 23.07.2003 6+/5+ 220,08 7,31 12,65 439,75 34,77 2,8 157,05 4,52 8,03
5d 23.07.2003 6+/5+ 331,44 0,96 11,67 440,5 37,74 2,5 176,2 4,67 8,88
6d 23.07.2003 6+/5+ 303,82 2,16 13,15 442,05 33,61 2,73 161,92 4,82 9,46
7d 23.07.2003 6+/5+ 233,24 1,43 12,45 441,43 35,46 2,64 167,21 4,72 10,02
8d 23.07.2003 6+/5+ 364,19 1,64 12,19 427,76 35,08 2,57 166,44 4,74 9,89
MW - - 259,27 10,47 13,06 438,2263 33,8 2,77 158,96 4,72 9,31
SD - - 75,96 14,48 1,27 4,53 3,04 0,2 11,12 0,36 1,17
MW: Mittelwert, SD: Standardabweichung, TS: Trockensubstanz
N [mg/g TS]
C [mg/g TS]
C/N
P [mg/g TS]
C/P
N/P
K [mg/g] TS

Anhang 5c: Ergebnisse der Biomasseanalyse von Typha latifolia
Untersuchungsfläche
Proben-Nummer
Datum der Entnahme
Wasserstufe
Trockensubstanz in [g/0,25 m²]
TS-Artenrest [g/0,25 m²]
Tba 1a 07.07.2003 5+/+ 421,5 1,76 14,39 432,76 30,08 2,27 190,64 6,34 24,33
2a 07.07.2003 5+/+ 203,69 10,8 15,54 430,72 27,72 2,27 189,74 6,85 22,79
3a 07.07.2003 5+/+ 721,98 4,18 13,19 428,97 32,53 1,99 215,56 6,63 20,88
4a 07.07.2003 5+/+ 442,68 0,32 15,91 423,44 26,62 2,27 186,54 7,01 23,48
5a 07.07.2003 5+/+ 120,92 1,82 17,59 422,57 24,03 2,52 167,69 6,98 24,63
6a 07.07.2003 5+/+ 352,08 1,87 15,81 427,75 27,05 2,44 175,31 6,48 24,56
7a 07.07.2003 5+/+ 360,97 1,53 15,32 428,76 28 2,52 170,14 6,08 24,7
8a 07.07.2003 5+/+ 230,12 0,4 15,36 421,15 27,42 2,25 187,18 6,83 24,27
MW - - 356,74 2,84 15,39 427,015 27,93 2,32 185,35 6,65 23,71
SD - - 185,2 3,43 1,26 4,16 2,5 0,18 15,16 0,33 1,32
TBb 1b 07.07.2003 6+/5+ 387,86 0,92 17,79 436,34 24,53 2,27 192,22 7,84 16,54
2b 07.07.2003 6+/5+ 493,3 2,9 15,33 433,76 28,29 2,15 201,75 7,13 14,39
3b 07.07.2003 6+/5+ 241,28 0,61 14,34 435,65 30,37 2,2 198,02 6,51 12,29
4b 07.07.2003 6+/5+ 499,11 9,27 13,6 440,3 32,38 2,08 211,68 6,54 13,44
5b 07.07.2003 6+/5+ 247,68 0,53 15,39 432,02 28,07 2,2 196,37 7 12,33
6b 07.07.2003 6+/5+ 264,53 0,85 15,51 430,19 27,74 2,3 187,04 6,74 13,54
7b 07.07.2003 6+/5+ 323,49 0,38 15,43 438,41 28,42 2,37 184,98 6,51 16,31
8b 07.07.2003 6+/5+ 328,04 6,03 14,22 437,47 30,75 2,18 200,67 6,52 14,04
MW - - 348,16 2,69 15,2 435,5175 28,82 2,22 196,59 6,85 14,11
SD - - 103,48 3,28 1,26 3,37 2,37 0,09 8,6 0,47 1,61
TCc 1c 09.07.2003 5+/+ 388,77 1,14 15,51 433,32 27,94 2,3 188,4 6,74 17,72
2c 09.07.2003 5+/+ 300,08 0,93 15,06 437,51 29,06 2,06 212,38 7,31 12,42
3c 09.07.2003 5+/+ 185,1 0,88 14,83 434,39 29,29 2,23 194,79 6,65 12,72
4c 09.07.2003 5+/+ 256,39 2,65 16,44 432,6 26,32 2,25 192,27 7,31 14,14
5c 09.07.2003 5+/+ 331,04 0,72 17,35 431 24,84 2,47 174,49 7,02 15,48
6c 09.07.2003 5+/+ 649,91 0,81 12,98 438,3 33,76 2,05 213,8 6,33 11,78
7c 09.07.2003 5+/+ 320,49 1,27 13,39 431,7 32,24 2,01 214,78 6,66 10,71
8c 09.07.2003 5+/+ 536,38 0,58 15,17 437,12 28,81 2,11 207,17 7,19 13,02
MW - - 371,02 1,12 15,09 434,4925 29,03 2,19 199,76 6,9 13,5
SD - - 152,28 0,66 1,44 2,82 2,9 0,16 14,57 0,36 2,23
TCd 1d 09.07.2003 6+/+ 293,5 2,76 14,93 434,98 29,14 2,23 195,06 6,7 11,4
2d 09.07.2003 6+/+ 274,19 0,87 14,12 438,02 31,03 2,13 205,64 6,63 11,31
3d 09.07.2003 6+/+ 377,42 0,53 14,17 442,46 31,24 2,13 207,73 6,65 12,49
4d 09.07.2003 6+/+ 307,61 0,91 14,56 442,86 30,43 2,15 205,98 6,77 10,09
5d 09.07.2003 6+/+ 258,68 3,51 14,91 437,63 29,36 2,49 175,76 6,99 14,14
6d 09.07.2003 6+/+ 436,52 0,85 12,91 442,84 34,3 2,25 196,82 5,74 11,17
7d 09.07.2003 6+/+ 300,73 0,63 12,53 438,02 34,97 2,06 212,63 6,08 11,01
8d 09.07.2003 6+/+ 552,48 3,44 11,63 445,08 38,27 1,97 225,93 5,9 10,88
MW - - 350,14 1,69 13,72 440,2363 32,34 2,18 203,19 6,43 11,56
SD - - 100,53 1,31 1,22 3,51 3,2 0,15 14,64 0,46 1,24
MW: Mittelwert, SD: Standardabweichung, TS: Trockensubstanz
N [mg/g TS]
C [mg/g TS]
C/N
P [mg/g TS]
C/P
N/P
K [mg/g TS]

Anhang 6: Vegetationstabelle Anklamer Stadtbruch
Scmalblattrohrkolben-
Wasserried
Vegetationsform Teichsimsen-Schilf-Wasserried
Wasserschierling-Großseggen-Ried Wasserkressen-Rohrkolben-Schilf-Ried
Vegetationsform
Wasserstufe 6+ 6+ 5+ 5+ 4+ Wasserstufe
Wasserregimetyp T T T T T Wasserregimetyp
Wasserregime-Ausbildung Tt, Tw, Tk Tt, Tw Tt, Tw, Tk Tt, Tw Tw Wasserregime-Ausbildung
Trophiestufen-Gruppe e p e p p Trophiestufen-Gruppe
Trophie-Stufe k-r sr-er r sr-er sr-er Trophie-Stufe
Säure-Basen-Stufe sub-ka sub-ka sub-ka sub-ka sub-ka Säure-Basen-Stufe
Fazies
Ceratophyllum demersum
Ceratophyllum submersum
Ceratophyllum submersum
Ceratophyllum submersum
Grünalgen
Grünalgen
-
Polygonum amphibium
Phragmites australis
Phragmites australis
Typha angustifolia
Typha angustifolia
Typha angustifolia
Typha angustifolia
Typha latifolia
Typha latifolia
Typha latifolia
Ceratophyllum submersum
Ceratophyllum submersum
Sparganium erectum
Acorus calamus
Acorus calamus
Schoenoplectus tabernaemontani
Schoenoplectus tabernaemontani
Bolboschoenus maritimus
Bolboschoenus maritimus
Ceratophyllum submersum
Juncus effusus
Carex acutiformis
Carex acutiformis
Ceratophyllum demersum
Carex riparia
Carex riparia
Lemna gibba
Typha angustifolia
Typha angustifolia
Phragmites australis
Typha latifolia
Carex riparia
Lemna minor
-
Spirodela polyrhiza
Lemna minor, Typha latifolia
Typha latifolia
Juncus effusus
Typha latifolia
Sparganium erectum
Carex acuta, Lemna minor
Eleocharis palustris
Carex acuta
Gelände Nr. 92 49 13 25 46 43 40 91 48 45 44 50 19 37 51 36 38 20 22 62 89 90 47 97 96 95 21 39 42 41 93 23 24 72 71 70 74 73 76 18 10 15 14 16 5 9 6 2 7 4 8 17 77 57 67 75 94 98 61 31 26 3 64 65 52 83 80 69 54 59 53 1 88 66 68 79 58 81 11 82 84 28 34 33 60 35 56 12 30 27 78 29 63 32 55 85 86 87 Gelände Nr.
Datenzahl 5 3 7 5 5 6 6 5 7 7 6 6 7 8 6 7 8 5 6 8 5 4 8 8 10 11 6 7 5 7 8 6 5 3 5 5 5 5 6 9 12 7 7 10 8 8 10 9 15 9 11 9 10 6 11 10 9 11 22 6 7 4 6 9 6 7 6 5 8 7 15 8 7 12 11 6 10 8 5 9 9 8 9 8 11 7 1 8 10 7 12 6 4 5 1 15 11 15 Datenzahl
Fläche K R B B R R R B R R R R B R R R R B B B B B R Z Z Z B R R R K B B Z Z Z Z Z Z B B B B B B B B B B B B B Z B Z Z Z Z B B B B B B K Z Z Z K B K B Z Z Z Z B Z B Z Z B B B B B K B B B Z B B B K Z Z Z Fläche
Datum 4.8 30.6 26.6 26.6 30.6 30.6 30.6 3.7 30.6 30.6 30.6 30.6 26.6 30.6 30.6 30.6 30.6 26.6 26.6 1.7 3.7 3.7 30.6 16.9 16.9 16.9 26.6 30.6 30.6 30.6 4.8 26.6 26.6 3.7 3.7 3.7 3.7 3.7 3.7 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 26.6 3.7 1.7 3.7 3.7 20.8 4.8 1.7 27.6 27.6 26.6 1.7 1.7 30.6 3.7 3.7 3.7 30.6 1.7 30.6 26.6 3.7 3.7 3.7 3.7 1.7 3.7 26.6 3.7 3.7 27.6 27.6 27.6 1.7 27.6 30.6 26.6 27.6 27.6 3.7 27.6 1.7 7.06.0330.6 3.7 3.7 3.7 Datum
Höhe Krautschicht in cm - - - - 5 4 - 8 320 230 240 340 200 280 250 220 240 230 120 170 170 180 110 170 170 180 70 180 170 160 160 160 150 - 280 280 320 220 230 50 350 230 210 240 300 340 200 310 240 180 200 120 190 140 210 250 65 160 170 190 120 160 190 170 170 220 220 170 220 270 190 200 240 170 310 300 150 130 190 145 190 180 280 190 200 170 140 190 170 260 170 190 150 160 150 220 160 210 Höhe Krautschicht in cm
Gesamtdeckung in % 90 65 96 90 90 75 25 75 100 75 90 98 95 85 95 85 90 95 90 75 85 85 65 80 80 80 95 80 90 90 95 95 98 98 95 95 95 95 85 95 90 95 98 80 95 90 98 98 88 90 90 95 90 95 85 90 70 98 98 90 88 90 95 98 85 95 95 95 90 90 98 65 90 90 95 95 95 98 98 95 95 85 95 95 97 90 90 90 95 90 90 95 95 95 90 95 95 95 Gesamtdeckung in %
Aufnahmefläche in m² 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 16 Aufnahmefläche in m²
Wasserstand ü. Flur in cm 33 64 25 29 30 36 40 30 78 40 47 50 24 57 50 40 43 25 35 33 21 23 30 30 23 25 28 30 30 30 35 32 28 40 33 33 34 35 30 18 17 18 12 20 5 12 15 3 8 3 16 17 28 4 15 15 17 5 -12 -4 -8 0 0 -5 10 14 13 10 17 -4 10 -6 10 10 10 16 -7 6 -8 4 14 -5 -4 -6 -8 -5 7 -8 -5 -5 3 -6 -6 -5 12 -8 -8 -10 Wasserstand ü. Flur in cm
Wasserstand HN 1 -5 -12 -12 -5 -5 -5 -12 -5 -5 -5 -5 -12 -5 -5 -5 -5 -12 -12 -12 -12 -12 -5 1,5 1,5 1,5 -12 -5 -5 -5 1 -12 -12 12,5 12,5 12,5 12,5 12,5 12,5 -12 -12 -12 -12 -12 -12 -12 -12 -12 -12 -12 -12 -12 12,5 -12 12,5 12,5 8,5 1,5 -12 -12 -12 -12 -12 -12 10 12,5 12,5 12,5 10 -12 10 -12 12,5 12,5 12,5 12,5 -12 12,5 -12 12,5 12,5 -12 -12 -12 -12 -12 10 -12 -12 -12 12,5 -12 -12 -12 10 12,5 12,5 12,5 Wasserstand HN
Median Sommer/Herbst 36 67 25 29 33 39 43 30 81 43 50 53 24 60 53 43 46 25 35 33 21 23 33 38 31 33 28 33 33 33 38 32 28 37 30 30 31 32 27 18 17 18 12 20 5 12 25 3 8 3 16 17 25 4 12 12 18 13 -12 -4 -8 0 0 -5 4 11 10 7 11 -4 4 -6 7 7 7 13 -7 3 -8 1 11 -5 -4 -6 -8 -5 7 -8 -5 -5 0 -6 -6 -5 2 -11 -11 -13 Median Sommer/Herbst
Median Frühjahr/Winter 43 79 51 55 45 51 55 56 93 55 62 65 50 72 65 55 58 51 61 59 47 49 45 45 38 40 54 45 45 45 45 58 54 44 37 37 38 39 34 44 43 44 38 46 31 38 51 29 34 29 42 43 32 30 19 22 25 20 14 22 18 26 26 19 11 18 17 14 18 22 11 20 14 14 14 20 19 10 18 8 18 19 22 20 18 19 14 18 21 21 7 20 20 21 9 -4 -4 -6 Median Frühjahr/Winter
Wasserstufenausbildung 6+/+ 6+/+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/5+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/5+ 6+/+ 6+/+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/5+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/5+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 5+/+ 6+/5+ 5+/+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 6+/5+ 5+/+ 5+/+ 5+/+ 5+/+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/+ 5+/+ 5+/4+ 5+/+ 5+/+ 5+/+ 5+/+ 5+/+ 5+/4+ 5+/+ 5+/4+ 5+/+ 5+/+ 5+/+ 5+/+ 5+/4+ 5+/+ 5+/4+ 5+/+ 5+/+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/4+ 5+/+ 4+/+ 4+/+ 4+/+ Wasserstufenausbildung
Geländehöhe HN -32 -69 -37 -41 -35 -41 -45 -42 -83 -45 -52 -55 -36 -62 -55 -45 -48 -37 -47 -45 -33 -35 -35 -29 -22 -24 -40 -35 -35 -35 -34 -44 -40 -28 -21 -21 -22 -23 -18 -30 -29 -30 -24 -32 -17 -24 -37 -15 -20 -15 -28 -29 -16 -16 -2,5 -2,5 -8,5 -3,5 0 -8 -4 -12 -12 -7 0 -1,5 -0,5 2,5 -7 -8 0 -6 2,5 2,5 2,5 -3,5 -5 6,5 -4 8,5 -1,5 -7 -8 -6 -4 -7 3 -4 -7 -7 9,5 -6 -6 -7 -2 20,5 20,5 22,5 Geländehöhe HN
Schlamm-Mächtigkeit in cm 6 5 3 5 5 3 5 4 5 10 8 8 2 13 3 2 5 2 4 5 2 3 2 5 4 7 3 4 2 2 4 4 3 2 7 15 12 10 12 2 4 8 8 3 - 8 2 2 6 - 4 2 10 - 10 20 2 - - - - - - - - 10 27 20 5 - - 2 3 10 20 - - - - - 10 - - - - - - - - - - - - - - - - - Schlamm-Mächtigkeit in cm
AG-Nr. AG-Nr. ST
Grünalgenmatten 2 3 5- 6 a 2 a + 2 + + 1 a + b 1 a 1 a 1 1 b Grünalgenmatten 22
9 Utricularia vulgaris + 1 + Utricularia vulgaris 9 3
11 Hydrocharis morsus-ranae a a + + + + + + + + + + a + + + + + a b a b b + a 2 a 2 + a + Hydrocharis morsus-ranae 11 31
12 Spirodela polyrhiza 1 5+ 4 3 a + + 2 b b 2 5+ a 4 a b 3 3 + a + 1 + + + 3 a a + 3 4 + 1 a 6 a a + b a Spirodela polyrhiza 12 40
12 Ceratophyllum demersum 9 7 Ceratophyllum demersum 12 2
12 Potamogeton natans b Potamogeton natans 12 1
12 Myriophyllum verticilliatum b + Myriophyllum verticilliatum 12 2
13 Lemna minor a a a 2 2 b 1 b 2 + 1 1 + b 1 b 3 2 5+ 2 b + 2 + + + 2 a + a a 2 a 4 2 b 2 2 1 6 1 b 6 b 1 a 3 3 b b a 3 2 b + a + + 3 5- + a 1 + + + 1 a b Lemna minor 13 69
14 Lemna trisulca + b b a a + + + a + + + a a a b a 2 + + + + + a + + + + b + + a a a b a a 1 a + a + + + Lemna trisulca 14 44
14 Ceratophyllum submersum + 5+ 6 5+ a 1 + 4 2 a 5- 5+ 5+ 3 a 1 a 2 7 b 5- + b b Ceratophyllum submersum 14 24
14 Lemna gibba 5+ 2 2 2 3 3 b 2 Lemna gibba 14 8
40 Cicuta virosa a Cicuta virosa 40 1
41 Typha angustifolia 5+ 7 6 5+ 7 4 2 Typha angustifolia 41 7
42 Typha latifolia a 3 5+ 7 5+ 4 + a 3 1 b + 2 + 5+ 2 1 5- 4 4 1 5+ a 2 + 1 1 6 a a 1 + + 1 + a a + 8 5+ a 8 a 2 1 b a b b + a + + Typha latifolia 42 53
42 Carex pseudocyperus + + + Carex pseudocyperus 42 4
44 Rorripa amphibia + 1 + + + + b + + Rorippa amphibia 44 9
44 Alisma plantago-aquatica + a a + + + a + Alisma plantago-aquatica 44 8
44 Sparganium erectum a 3 5- + 7 3 4 Sparganium erectum 44 7
44 Rumex hydrolapathum a a Rumex hydrolapathum 44 2
44 Acorus calamus 7 8 7 6 Acorus calamus 44 4
46 Berula erecta + + Berula erecta 46 2
59 Schoenoplectus tabernaemontani 1 3 7 a b 4 a + 5+ Schoenoplectus tabernaemontani 59 9
60 Bolboschoenus maritimus a 4 4 7 Bolboschoenus maritimus 60 4
63 Myosotis palustris + Myosotios palustris 63 1
63 Mentha aquatica b + Mentha aquatica 63 2
64 Galium palustre b + a a + Galium palustre 64 5
64 Epilobium palustre + + Epilobium palustre 64 2
65 Glyceria maxima + a a b a a b 4 3 7 a a 5+ 7 + b 9 7 1 b 7 9 5- + Glyceria maxima 65 24
66 Ranunculus sceleratus + + a + + a b + + + Ranunculus sceleratus 66 10
66 Eleocharis palustris a b 3 a 1 5+ Eleocharis palustris 66 6
67 Bidens tripartita + b a + a a a b b b 1 + + + Bidens tripartita 67 14
67 Rumex maritimus a + + + + + + + + a + Rumex maritimus 67 11
67 Bidens cernua a + a a a + b a a 1 + a + b b a a Bidens cernua 67 17
70 Juncus articulatus + Juncus articulatus 70 1
73 Carex disticha 1 2 2 8 b Carex disticha 73 5
73 Carex acuta 3 + + a a 5- 4 b 8 3 a 9 8 7 Carex acuta 73 14
74 Juncus effusus 7 a + + + + 1 + a a a + + a 5- a b + a a a + + 3 a a 1 a a + + a 3 + + Juncus effusus 74 35
74 Calamagrostis canescens a a 3 2 1 Calamagrostis canescens 74 5
74 Lycopus europaeus + 1 + + 1 + a a a + + a a + + + b + b Lycopus europaeus 74 19
75 Solanum dulcamara a 1 a Solanum dulcamara 75 3
75 Iris pseudacorus b + Iris pseudacorus 75 2
75 Poa palustris + Poa palustris 75 1
76 Glyceria fluitans 4 Glyceria fluitans 76 1
76 Polygonum hydropiper b a + 2 + 3 + b 2 + 1 1 a Polygonum hydropiper 76 13
77 Filipendula ulmaria + Filipendula ulmaria 77 1
78 Lythrum salicaria + + + + + a b + + Lythrum salicaria 78 9
78 Lysimachia vulgaris + 1 + + Lysimachia vulgaris 78 4
78 Scutellaria galericulata a Scutellaria galericulata 78 1
80 Carex paniculata a + Carex paniculata 80 2
80 Scirpus sylvaticus a Scirpus sylvaticus 80 1
86 Deschampsia cespitosa + Deschampsia cespitosa 86 1
86 Symphytum officinale a + b a a b b a 1 b b Symphytum officinale 86 11
86 Stachys palustris b Stachys palustris 86 1
87 Polygonum amphibium a 1 1 5- + + a + + b a a + + 1 a + a b + + 2 a + b a a 1 b a + + 1 b b a 5+ a Polygonum amphibium 87 38
87 Phragmites australis 8 7 + + a b 2 8 a 2 b 4 3 2 a + + b 2 + b + + 7 8 + 8 3 6 Phragmites australis 87 29
87 Carex acutiformis 9 8 1 b 9 a 2 Carex acutiformis 87 7
88 Phalaris arundinacea a a 3 a + 7 b a 2 a a b a b 8 2 b 7 b 9 + + 5+ Phalaris arundinacea 88 23
88 Myosoton aquaticum + + + Myosoton aquaticum 88 3
88 Carex riparia + a a 1 7 8 + b 4 2 b a b 4 3 2 1 b a + 9 b 5+ + a b 8 7 a 9 + Carex riparia 88 31
89 Juncus bufonius + Juncus bufonius 89 1
89 Alopecurus geniculatus + + Alopecurus geniculatus 89 2
91 Agrostis stolonifera + 3 1 1 + 7 2 1 3 3 Agrostis stolonifera 91 10
91 Potentilla anserina + Potentilla anserina 91 1
98 Agropyron repens + Agropyron repens 98 1
99 Urtica dioica + 1 1 b Urtica dioica 99 4
99 Calystegia sepium + Calystegia sepium 99 1
102 Polygonum aviculare + Polygonum aviculare 102 1
102 Atriplex prostrata + + + + + + + + a 1 + b + + + a Atriplex prostrata 102 16
Potamogeton berchtoldii + Potamogeton berchtoldii 1
Hippuris vulgaris 6 Hippuris vulgaris 1
Bidens frondosa + + + a + Bidens frondosa 5
Rumex crispus + Rumex crispus 1
Humulus lupulus + Humulus lupulus 1
Salix cinerea + Salix cinerea 1
Vegetationsformen- und Artengruppenbenennung nach K OSKA et al. (2001b), B: Polder Bugewitz, R: PolderRosenhagen, K: Polder Kamp-Ost, Z: Polder Zartenstrom, T: topogenes Wasserregime, t: topogene Überprägung, w: Überprägung durch Wechselfeuchte, k: Überprägung durch Küstenüberflutung, e: eutroph, p: polytroph, k: kräftig, r: reich, sr: sehr reich, er: extrem reich, sub: subneutral, ka: kalkreich
Carerx riparia
Carex riparia
Typha latifolia
Carex disticha
Juncus effusus
Schoenoplectus tabernaemontani
Hippuris vulgaris
Bolboschoenus maritimus
Glyceria maxima
Schoenoplectus tabernaemontani
Glyceria maxima
Carerx acuta
Carerx acuta
Carerx acuta
Phalaris arundinacea
Typha latifolia
Typha latifolia
Carex riparia
Typha latifolia
Sparganium erectum
Sparganium erectum
Glyceria maxima
Glyceria maxima
Carex riparia
Phragmites australis
Phragmites australis
Eleocharis palustris
Agrostis stolonifera
Glyceria maxima
Glyceria maxima
Acorus calamus
Acorus calamus
Phragmites australis
Phalaris arundinacea
Glyceria maxima
Carex riparia
Glyceria maxima
Glyceria maxima
Glyceria fluitans
Phalaris arundinacea
Carex riparia
Phalaris arundinacea
Polygonum amphibium
Carex acutiformis
Carex riparia
Nachtschatten-
Phragmites australis
Schilf-
Phragmites australis
Staudenflur
Phalaris arundinacea
Fazies

Anhang 7: Gesamtartenliste der Gefäßpflanzen des Untersuchungsgebietes
Artname Gefährdung in MV Fläche
FUKAREK 1992 Zartenstrom Kamp-Ost Rosenhagen Bugewitz
Achilea ptarmica 3! + +
Acorus calamus + + +
Agrostis stolonifera + + + +
Agropyron repens + +
Alisma plantago-aquatica + + + +
Alnus glutinosa +
Alopecurus geniculatus + +
Angelica archangelica + +
Atriplex prostrata + + +
Berula erecta + +
Bidens cernua + + + +
Bidens frondosa + + +
Bidens tripartita + + +
Bolboschoenus maritimus +
Calamagrostis canescens + + +
Calystegia sepium + + +
Carex acutiformis + + + +
Carex disticha 3! + + + +
Carex elata +
Carex acuta + + +
Carex hirta +
Carex paniculata + +
Carex pseudocyperus + + + +
Carex riparia + + + +
Ceratophyllum demersum + + + +
Ceratophyllum submersum + + + +
Cicuta virosa + +
Cirsium arvense + +
Deschampsia caespitosa + +
Eleocharis palustris + + + +
Epilobium hirsutum +
Epilobium palustre + +
Equisetum palustre +
Filipendula ulmaria + + +
Galeopsis tetrahit + +
Galium palustre + + + +
Glechoma hederacea + +
Glyceria fluitans +
Glyceria maxima + + + +
Hippuris vulgaris 1!!! +
Hydrocharis morsus-ranae 3! + + + +
Iris pseudacorus + + + +
Juncus articulatus + +
Juncus bufonius + +
Juncus compressus + +
Juncus effusus + + + +
Juncus inflexus +
Lemna gibba + + +
Lemna minor + + + +
Lemna trisulca + + + +

Artname Gefährdung in MV Fläche
FUKAREK 1992 Zartenstrom Kamp-Ost Rosenhagen Bugewitz
Lycopus europeaus + + + +
Lythrum salicaria + + + +
Molinia caerulea +
Myosotis palustris +
Myosoton aquaticum + +
Myriophyllum verticilliatum 2!! + +
Oenanthe aquatica + +
Peucedanum palustre +
Phalaris arundinacea + + + +
Phragmites australis + + + +
Poa palustris +
Polygonum amphibium + + + +
Polygonum hydropiper + + +
Potamogeton natans + + +
Potamogeton berchtoldi 2!! + + +
Potentilla anserina + + + +
Ranunculus sceleratus + + + +
Ranunculus repens + +
Rorippa amphibia + + + +
Rumex crispus +
Rumex hydrolapathum + + + +
Rumex maritimus + + + +
Salix cinerea + + +
Salix fragilis +
Schoenoplectus tabernaemontani + + + +
Scirpus sylvaticus + +
Scutellaria galericulata + + +
Senecio congestus +
Sium latifolium + +
Solanum dulcamara + + +
Sparganium erectum + + + +
Spirodela polyrhiza + + + +
Stachys palustris + +
Symphytum officinale + + +
Thalictrum flavum 2!! + +
Typha angustifolia + + +
Typha latifolia + + + +
Urtica dioica + + +
Utricularia vulgaris 3! + +
Veronica catenata +
Gesamtartenzahl pro Fläche
davon in der Roten Liste MV
(FUKAREK 1992)
90 74 49 36 83
als gefährdet eingestuft 8 5 4 4 7
gefährdete Arten % 8,9 6,8 8,2 11,1 8,4
Gefährdungskategorien + Die Art ist in einer Gefährdungskategorie geführt
1!!! vom Aussterben bedroht
2!! stark gefährdet
3! gefährdet
+ Nachweis der Art durch den Autor (2003)

Anhang 14: Koordinaten der Vegetationsaufnahmen
Geländenummer Hochwert Rechtswert Geländenummer Hochwert Rechtswert
1 5423063 5963045 47 5422579 5966146
2 5423098 5963026 48 5422630 5966180
3 5423138 5962002 49 5422712 5966287
4 5423158 5963010 50 5422745 5966325
5 5423181 5963027 51 5422806 5966382
6 5423190 5963051 52 5424900 5968083
7 5423225 5963087 53 5424921 5967993
8 5423260 5963116 54 5424940 5968000
9 5423334 5963124 55 5425011 5967948
10 5423302 5963088 56 5425046 5967989
11 5423104 5963066 57 5423904 5963000
12 5423069 5963079 58 5424280 5963205
13 5423059 5963104 59 5424355 5963255
14 5423139 5963121 60 5424422 5963242
15 5423166 5963153 61 5424208 5963209
16 5423274 5963175 62 5423759 5962913
17 5423291 5963186 63 5423212 5962937
18 5423269 5963219 64 5423222 5962942
19 5423178 5963170 65 5423196 5962947
20 5423046 5963186 66 5425097 5966910
21 5423061 5963189 67 5425104 5966929
22 5423053 5963254 68 5425127 5966965
23 5423129 5963303 69 5425131 5967014
24 5423160 5963318 70 5425115 5967037
25 5423042 5963269 71 5425149 5967078
26 5424252 5962964 72 5425140 5967052
27 5424198 5962951 73 5425136 5967060
28 5424237 5962972 74 5425151 5967065
29 5424194 5963000 75 5425102 5967036
30 5424190 5962964 76 5425100 5967044
31 5424245 5962943 77 5425054 5967065
32 5424265 5963030 78 5425065 5967059
33 5424263 5963073 79 5425049 5967079
34 5424286 5963005 80 5425051 5967026
35 5424301 5962979 81 5425038 5966996
36 5422507 5965135 82 5425035 5967003
37 5422514 5965152 83 5425042 5966981
38 5422526 5965185 84 5425002 5966991
39 5422460 5965290 85 5424940 5967025
40 5422486 5965291 86 5425003 5966961
41 5422575 5965299 87 5425064 5966905
42 5422565 5965378 88 5424948 5967022
43 5422663 5965425 89 5422849 5963810
44 5422625 5965542 90 5422895 5963843
45 5422524 5965627 91 5422958 5963838
46 5422527 5965787

Anhang 15: Vergleich der mittleren monatlichen Lufttemperaturen und der Niederschläge im
Untersuchungszeitraum mit langjährigen Mittelwerten (Quelle: DEUTSCHER WETTERDIENST
2004)
Temperatur in °C Niederschlag in mm
1961-1990 2003/2004 1961-1990 2003/2004
Jan -0,9 -2,1 33,1 54,3
Feb -0,2 2 22,2 40
Mrz 2,8 4,5 35,2 21,5
Apr 6,7 7,4 36,6 24,4
Mai 12,1 14,3 48,1 32,5
Jun 15,7 17,9 55,3 32,2
Jul 17,1 19 51 91,8
Aug 16,9 18,5 52,6 21,5
Sep 13,4 14,5 47,3 63,4
Okt 9,2 6,3 36,1 42,9
Nov 4,4 5,8 44,9 33,4
Dez 0,9 2,8 43 36,8
Jahr 8,2 9,2 505,4 494,7