FB Treibsel.pdf - planungsgruppe grün gmbh

Forschungsvorhaben 

„Ökologische Grundlagen 

und naturschutzfachliche Bewertung von 

Projektbearbeitung & 

Projektkoordination: 

Strategien zur Treibselreduzierung“ 

Endbericht 

27.07.2011 

Förderer: 

II. Oldenburgischer Deichband 

(für die niedersächsischen Hauptdeichverbände) 

und 

Niedersächsische Wattenmeerstiftung 

Kooperationspartner: 

Michael Kleyer Umweltplanung

Forschungsvorhaben 

„Ökologische Grundlagen und naturschutzfachliche Bewertung 

von Strategien zur Treibselreduzierung“ 

(Projekt 10/05 der Niedersächsischen Wattenmeerstiftung) 

Endbericht 

Förderer: 

II. Oldenburgischer Deichband 

Franz-Schubert-Str. 31 

26919 Brake 

(für die niedersächsischen Hauptdeichverbände) 

& 


im Niedersächsischen Umweltministerium für Umwelt und Klimaschutz 

Archivstr. 2 

30129 Hannover 

Projektpartner: 

Kleyer Umweltplanung 

planungsgruppe grün gmbh 

Universität Oldenburg, AG Landschaftsökologie 

Projektkoordination: 


Dipl.-Ing. Martin Sprötge 

Dipl.-Landschaftsökol. Antje Bremermann 

Projektnummer: P 1840 

planungsgruppe grün gmbh Klein-Zetel 22, 26939 Ovelgönne-Frieschenmoor 

landschaftsarchitekten stadtplaner ingenieure 

Tel.: 04737 / 8113-0, Fax: 04737 / 8113-29 

Rembertistraße 29 / 30, 28203 Bremen 

Tel.: 0421 / 33 75 2-0, Fax: 0421 / 33 75 2-33 

frieschenmoor@pgg.de / bremen@pgg.de 

www.pgg.de

Inhalt Seite V 

INHALTSVERZEICHNIS (BIS 2. EBENE) 

1 Zusammenfassung ....................................................................................... 1 

2 Anlass und Zielsetzung ................................................................................ 6 

2.1 Anlass ............................................................................................................. 6 

2.2 Zielsetzung ..................................................................................................... 6 

3 Betrachtungsraum ........................................................................................ 9 

3.1 Lage ................................................................................................................ 9 

3.2 Allgemeine Beschreibung................................................................................ 9 

4 Teilprojekt 1A: Dokumentation und Analyse der 

Ausgangssituation sowie Aufbereitung der Informationen für die 

Teilprojekte 2 und 3 .................................................................................... 12 

4.1 Anlass und Zielsetzung des Teilprojektes 1A ................................................ 12 

4.2 Beschreibung des aktuellen Zustandes und der Entwicklung der 

Aussendeichsflächen .................................................................................... 13 

4.3 Auswahl der Untersuchungsgebiete .............................................................. 42 

4.4 Dokumentation der Sturmfluten ..................................................................... 50 

4.5 Datenaufbereitung für die statistische Auswertung ........................................ 59 

4.6 Fazit Teilprojekt 1A ....................................................................................... 59 

4.7 Literatur ......................................................................................................... 61 

5 Teilprojekt 2: Zusammenhänge zwischen Umweltbedingungen, 

Biomasseproduktion und Treibselmenge in Deichvorländern der 

Küste und Ästuare ...................................................................................... 64 

5.1 Anlass und Zielsetzung ................................................................................. 64 

5.2 Teilprojekt 2A: Biomasseproduktion niedersächsischer Salzwiesen 

und Brackwasserröhrichte in Abhängigkeit von Umweltbedingungen ............ 64 

5.3 Teilprojekt 2B: Treibselaufkommen am Deichfuß bei Sturmfluten in 

Abhängigkeit von der Biomasseproduktion des Vorlandes ............................ 94 

5.4 Fazit ............................................................................................................ 113 

5.5 Literaturverzeichnis ..................................................................................... 115 

6 Ergebnisbericht Teilprojekt 3: Habitatmodelle für 

charakteristische Vogelarten der niedersächsischen Salzwiese .......... 120 

6.1 Anlass und Zielsetzung ............................................................................... 120 

planungsgruppe grün gmbh

Seite VI Inhalt 

6.2 Rastvögel .................................................................................................... 120 

6.3 Brutvögel ..................................................................................................... 125 

6.4 Vegetationsstruktur ..................................................................................... 138 

6.5 Nahrungsangebot ........................................................................................ 142 

6.6 Gesamtdiskussion ....................................................................................... 150 

6.7 Fazit ............................................................................................................ 151 

6.8 Literatur ....................................................................................................... 153 

7 Teilprojekt 1B: Entwicklung und Bewertung von Managementstrategien 

zur Treibselreduzierung .......................................................... 154 

7.1 Anlass und Zielsetzung des Teilprojekts 1B ................................................ 154 

7.2 „Schwerpunktbereiche“ Vorlandmanagement Treisbselreduzierung ............ 154 

7.3 Management-Optionen ................................................................................ 163 

7.4 Bewertung der Management-Optionen ........................................................ 184 

7.5 Modellhafte Managementkonzepte – Darstellung und Bewertung ............... 201 

7.6 Fazit ............................................................................................................ 280 

7.7 Literatur ....................................................................................................... 283 

8 Gesamtfazit ................................................................................................ 286 

9 Ausblick ..................................................................................................... 291 

10 Anhang....................................................................................................... 293 


Inhalt Seite VII 

INHALTSVERZEICHNIS (ALLE EBENEN) 

1 Zusammenfassung ....................................................................................... 1 

2 Anlass und Zielsetzung ................................................................................ 6 

2.1 Anlass ............................................................................................................. 6 

2.2 Zielsetzung ..................................................................................................... 6 

3 Betrachtungsraum ........................................................................................ 9 

3.1 Lage ................................................................................................................ 9 

3.2 Allgemeine Beschreibung................................................................................ 9 

3.2.1 Festlandsküste .............................................................................................. 10 

3.2.2 Ästuare von Ems, Elbe und Weser ................................................................ 10 

4 Teilprojekt 1A: Dokumentation und Analyse der Ausgangssituation 

sowie Aufbereitung der Informationen für die 

Teilprojekte 2 und 3 .................................................................................... 12 

4.1 Anlass und Zielsetzung des Teilprojektes 1A ................................................ 12 

4.2 Beschreibung des aktuellen Zustandes und der Entwicklung der 

Aussendeichsflächen .................................................................................... 13 

4.2.1 Festlandsküste .............................................................................................. 13 

4.2.1.1 Aktueller naturschutzrechtlicher Status ......................................................... 13 

4.2.1.2 Aktuelle Vorlandgrössen ............................................................................... 14 

4.2.1.3 Entwicklung der Vorlandgrössen ................................................................... 14 

4.2.1.4 Aktueller Zustand des Bodens ...................................................................... 15 

4.2.1.5 Aktuelle Landnutzung .................................................................................... 15 

4.2.1.6 Entwicklung der Landnutzung ....................................................................... 17 

4.2.1.7 Aktuelle Vegetation ....................................................................................... 19 

4.2.1.8 Entwicklung der Vegetation ........................................................................... 20 

4.2.1.9 Entwicklung von Treibselmengen und Entsorgungskosten ............................ 22 

4.2.2 Ästuare von Elbe, Weser und Ems ................................................................ 23 

4.2.2.1 Aktueller naturschutzrechtlicher Status ......................................................... 23 

4.2.2.2 Aktuelle Vorlandgrössen ............................................................................... 26 

4.2.2.3 Entwicklung der Vorlandgrössen ................................................................... 27 

4.2.2.4 Aktueller Zustand des Bodens ...................................................................... 28 

4.2.2.5 Aktuelle Landnutzung .................................................................................... 28 

4.2.2.6 Entwicklung der Landnutzung ....................................................................... 32 


Seite VIII Inhalt 

4.2.2.7 Aktuelle Vegetation ....................................................................................... 33 

4.2.2.8 Entwicklung der Vegetation ........................................................................... 36 

4.2.2.9 Entwicklung von Treibselmengen und Entsorgungskosten ............................ 38 

4.2.3 Übersicht über die eingeworbenen GIS-Datensätze ...................................... 40 

4.3 Auswahl der Untersuchungsgebiete .............................................................. 42 

4.3.1 Einleitung ...................................................................................................... 42 

4.3.2 Methodik ....................................................................................................... 43 

4.3.3 Ergebnisse .................................................................................................... 43 

4.4 Dokumentation der Sturmfluten ..................................................................... 50 

4.4.1 Einleitung ...................................................................................................... 50 

4.4.2 Methode ........................................................................................................ 51 

4.4.3 Ergebnisse .................................................................................................... 54 

4.4.3.1 Dokumentation der Sturmfluten ..................................................................... 54 

4.4.3.2 Dokumentation des Treibselanfalls ................................................................ 55 

4.4.4 Diskussion ..................................................................................................... 58 

4.5 Datenaufbereitung für die statistische Auswertung ........................................ 59 

4.6 Fazit Teilprojekt 1A ....................................................................................... 59 

4.7 Literatur ......................................................................................................... 61 

5 Teilprojekt 2: Zusammenhänge zwischen Umweltbedingungen, 

Biomasseproduktion und Treibselmenge in Deichvorländern der 

Küste und Ästuare ...................................................................................... 64 

5.1 Anlass und Zielsetzung ................................................................................. 64 

5.2 Teilprojekt 2A: Biomasseproduktion niedersächsischer Salzwiesen 


und Brackwasserröhrichte in Abhängigkeit von Umweltbedingungen ............ 64 

5.2.1 Einleitung ...................................................................................................... 64 

5.2.1.1 Zonierung der Salzwiese und Umweltbedingungen ....................................... 66 

5.2.1.2 Einfluss der Umwelt auf die Biomasseproduktion in Salzwiesen ................... 67 

5.2.2 Methodik ....................................................................................................... 68 

5.2.2.1 Untersuchungsgebiete .................................................................................. 68 

5.2.2.2 Biomasse-Entnahme ..................................................................................... 70 

5.2.2.3 Frequenzanalysen ......................................................................................... 72 

5.2.2.4 Streuverlust (Dekomposition) ........................................................................ 73 

5.2.2.5 Bodenparameter Salzwiesen ......................................................................... 74 

5.2.2.6 Grundwassermessungen .............................................................................. 75 

5.2.2.7 Statistische Analysen .................................................................................... 75

Inhalt Seite IX 

5.2.3 Ergebnisse .................................................................................................... 76 

5.2.3.1 Die Standortbedingungen der Untersuchungsgebiete ................................... 76 

5.2.3.2 Die Produktivität der Salzwiesen in Abhängigkeit von abiotischen 

Bedingungen ................................................................................................. 80 

5.2.3.3 Einfluss der Landschaftspflege auf die Beziehung zwischen 

Produktivität der Salzwiesen und abiotischen Bedingungen .......................... 84 

5.2.3.4 Die Produktivität der Ästuare in Abhängigkeit von abiotischen 

Bedingungen und Nutzung ............................................................................ 85 

5.2.4 Diskussion .................................................................................................... 87 

5.2.4.1 Einfluss von Umweltfaktoren ......................................................................... 88 

5.2.4.2 Bedeutung der Geländehöhe für die Ausbildung der Pflanzen- 

gesellschaften ............................................................................................... 90 

5.2.4.3 Auswirkung der Nutzung auf die Produktivität von Salzwiesen und 

Ästuaren ....................................................................................................... 91 

5.3 Teilprojekt 2B: Treibselaufkommen am Deichfuß bei Sturmfluten in 

Abhängigkeit von der Biomasseproduktion des Vorlandes ............................ 94 

5.3.1 Einleitung ...................................................................................................... 94 

5.3.2 Methodik ....................................................................................................... 96 

5.3.2.1 Erfassung und Aufbereitung der Treibselmengendaten ................................. 96 

5.3.2.2 Transfer der Biomasseberechnungen von der Probeflächen-Ebene 

auf die Landschaftsebene ............................................................................. 96 

5.3.3 Ergebnisse .................................................................................................. 100 

5.3.3.1 Treibselmengen .......................................................................................... 100 

5.3.3.2 Biomasseproduktion .................................................................................... 103 

5.3.3.3 Treibselmengen an den Deichen der Festlandsküste und der Ästuare 

Ems, Elbe und Weser ................................................................................. 108 

5.3.4 Diskussion .................................................................................................. 110 

5.4 Fazit ............................................................................................................ 113 

5.5 Literaturverzeichnis ..................................................................................... 115 

6 Ergebnisbericht Teilprojekt 3: Habitatmodelle für 

charakteristische Vogelarten der niedersächsischen Salzwiese .......... 120 

6.1 Anlass und Zielsetzung ............................................................................... 120 

6.2 Rastvögel .................................................................................................... 120 

6.2.1 Singvögel .................................................................................................... 120 

6.2.1.1 Methodik ..................................................................................................... 121 

6.2.1.2 Ergebnisse .................................................................................................. 121 


Seite X Inhalt 

6.2.2 Gänse ......................................................................................................... 122 

6.2.2.1 Methodik ..................................................................................................... 122 

6.2.2.2 Ergebnisse .................................................................................................. 123 

6.2.3 Diskussion Rastvögel .................................................................................. 124 

6.3 Brutvögel ..................................................................................................... 125 

6.3.1 Revierkartierung Brutvögel .......................................................................... 125 

6.3.1.1 Methodik ..................................................................................................... 125 

6.3.1.2 Ergebnisse .................................................................................................. 127 

6.3.1.3 Diskussion ................................................................................................... 129 

6.3.2 Detailuntersuchung Brutvögel ..................................................................... 130 

6.3.2.1 Methodik ..................................................................................................... 130 

6.3.2.2 Ergebnisse .................................................................................................. 132 

6.3.2.3 Diskussion ................................................................................................... 133 

6.3.3 Prädation ..................................................................................................... 134 

6.3.3.1 Methodik ..................................................................................................... 134 

6.3.3.2 Ergebnisse .................................................................................................. 135 

6.3.3.3 Diskussion ................................................................................................... 137 

6.4 Vegetationsstruktur ..................................................................................... 138 

6.4.1 Methodik ..................................................................................................... 138 

6.4.2 Ergebnisse .................................................................................................. 138 

6.4.3 Diskussion ................................................................................................... 141 

6.5 Nahrungsangebot ........................................................................................ 142 

6.5.1 Methodik ..................................................................................................... 142 

6.5.2 Ergebnisse .................................................................................................. 144 

6.5.3 Diskussion ................................................................................................... 149 

6.6 Gesamtdiskussion ....................................................................................... 150 

6.7 Fazit ............................................................................................................ 151 

6.8 Literatur ....................................................................................................... 153 

7 Teilprojekt 1B: Entwicklung und Bewertung von Managementstrategien 

zur Treibselreduzierung .......................................................... 154 

7.1 Anlass und Zielsetzung des Teilprojekts 1B ................................................ 154 

7.2 „Schwerpunktbereiche“ Vorlandmanagement Treisbselreduzierung ............ 154 

7.2.1 Einleitung .................................................................................................... 154 

7.2.2 Methodik ..................................................................................................... 156 


Inhalt Seite XI 

7.2.2.1 Erzeugung von standardisierten Deichabschnitten ...................................... 156 

7.2.2.2 Berechnung der stehenden Biomasse von Vorlandabschnitten ................... 156 

7.2.2.3 Ermittlung von “Treibsel-Schwerpunktbereichen“ ........................................ 158 

7.2.3 Ergebnisse .................................................................................................. 159 

7.2.3.1 Überblick ..................................................................................................... 159 

7.2.3.2 „Treibsel-Schwerpunktbereiche“ .................................................................. 160 

7.2.4 Diskussion .................................................................................................. 163 

7.3 Management-Optionen ............................................................................... 163 

7.3.1 Einleitung .................................................................................................... 163 

7.3.2 Methodik ..................................................................................................... 164 

7.3.3 Ergebnisse .................................................................................................. 165 

7.3.4 Diskussion .................................................................................................. 177 

7.4 Bewertung der Management-Optionen ........................................................ 184 

7.4.1 Einleitung .................................................................................................... 184 

7.4.2 Methodik ..................................................................................................... 184 

7.4.3 Ergebnisse .................................................................................................. 188 

7.4.4 Diskussion .................................................................................................. 197 

7.5 Modellhafte Managementkonzepte – Darstellung und Bewertung ............... 201 

7.5.1 Einleitung .................................................................................................... 201 

7.5.2 Methodik ..................................................................................................... 201 

7.5.2.1 Flächenauswahl .......................................................................................... 201 

7.5.2.2 Entwicklung Modellhafter Managementkonzepte ........................................ 202 

7.5.2.3 Bewertung Modellhafter Managementkonzepte .......................................... 203 

7.5.3 Ergebnisse .................................................................................................. 205 

7.5.3.1 Vorlandflächenauswahl für Modellhafte Managementkonzepte ................... 205 

7.5.3.2 Modellfläche „Nordender Außengroden“ ..................................................... 208 

7.5.3.2.1 Ausgangssituation ....................................................................................... 208 

7.5.3.2.2 Modellhaftes Managementkonzept: Strategie „Kultureinfluss“ ..................... 212 

7.5.3.2.3 Modellhaftes Managementkonzept: Strategie „Natürliche Dynamik“ ............ 219 

7.5.3.2.4 Vergleich der modellhaften Managementkonzepte ...................................... 226 

7.5.3.3 Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“ ................................................... 227 






Seite XII Inhalt 

7.5.3.4 Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“ ................................................. 246 





7.5.3.5 Modellfläche „Neuenlander Außendeich“ (Weser-Ästuar) ............................ 265 





7.5.4 Diskussion ................................................................................................... 279 

7.6 Fazit ............................................................................................................ 280 

7.7 Literatur ....................................................................................................... 283 

8 Gesamtfazit ................................................................................................ 286 

9 Ausblick ..................................................................................................... 291 

10 Anhang....................................................................................................... 293 


Inhalt Seite XIII 

ABILDUNGSVERZEICHNIS 

Abbildung 1: Projektaufbau ........................................................................................... 7 

Abbildung 2: Lage und Ausdehnung des Betrachtungsraums an der nieder- 

sächsischen Nordseeküste ....................................................................... 9 

Abbildung 3: Übersicht über den Teilbereich Festlandsküste ...................................... 10 

Abbildung 4: Übersicht über den Teilbereich Ästuare .................................................. 11 

Abbildung 5: Entsorgte Treibselmengen an der niedersächsischen Haupt- 

deichlinie der Festlandküste sowie zum Vergleich der Ästuare .............. 23 

Abbildung 6: Entsorgte Treibselmengen an der niedersächsischen Haupt- 

deichlinie der Ästuare sowie zum Vergleich der Festlandsküste ............. 39 

Abbildung 7: Lage des Untersuchungsgebietes Leybucht ........................................... 46 

Abbildung 8: Lage des Untersuchungsgebietes Norderland ........................................ 46 

Abbildung 9: Lage der Untersuchungsgebiete im Jadebusen ...................................... 47 

Abbildung 10: Lage der Untersuchungsgebiete auf der West- und Ostseite der 

Weser..................................................................................................... 50 

Abbildung 11: Erwartungen zur Ausprägung der Umweltfaktoren in Salzwiesen ........... 67 

Abbildung 12: Lage der Untersuchungsgebiete der Salzwiesen .................................... 69 

Abbildung 13: Lage der Untersuchungsgebiete im Weserästuar ................................... 70 

Abbildung 14: Links: Beispiel eines fertig beprobten Rahmens. Rechts: 

Biomasse-Design und Aufteilung der Wiederholungen für den 

jeweiligen Zeitpunkt der Entnahme in Salzwiesenflächen. ...................... 71 

Abbildung 15: Exclosure zum Schutz vor Rinderbeweidung .......................................... 72 

Abbildung 16: Ausgebrachter Frequenzrahmen mit Einteilung in 25 Kästchen ............. 73 

Abbildung 17: Links: Litter Bags im Feld, durch Draht gesichert. Rechts: 

Schema des Litter Bags-Versuchsaufbaus. ............................................ 73 

Abbildung 18: Stechzylinder mit definiertem Volumen und Einschlag von zwei 

Zylindern in die Bodenwand ................................................................... 74 

Abbildung 19 a-i: Streuung von Umweltvariablen in den Untersuchungsgebieten 

mit Hilfe von sog. Boxplots ..................................................................... 77 

Abbildung 20: Beziehung zwischen Geländehöhe und mittlerem Grundwasser- 

stand sowie Salzgehalt des Grundwassers ............................................ 78 

Abbildung 21 a-d: Streuung von Umweltvariablen in den Pflanzengemeinschaften 

der Salzwiesen ....................................................................................... 80 

Abbildung 22: Links: Streumaße der oberirdischen Nettoprimärproduktion 

(ANPP) in ungenutzten Bereichen oder in Exclosures, bezogen 

auf die Pflanzengemeinschaften der Salzwiese. Rechts: ANPP in 

Abhängigkeit von Nährstoffen, sowie Grundwasser. ............................... 81 


Seite XIV Inhalt 

Abbildung 23: Links: stehende Biomasse im Sommer 2007 lebend u. tot ohne 


Nutzung pro Vegetationseinheit. Rechts: Stehende oberirdische 

Biomasse in Abhängigkeit von Nährstoffen sowie Grundwasser. ........... 82 

Abbildung 24: Abgestorbene und lebende Biomasse in Abhängigkeit von 

Nährstoffen sowie Grundwassertiefe und Salzgehalt .............................. 83 

Abbildung 25: Streuung von Parametern des Streuabbaus in den Pflanzen- 

gemeinschaften der Salzwiesen. Links: Zersetzung von Heu als 

Standard-Streu; Mitte: Zersetzung der nativen Streu. Rechts: 

Geschätzter Rest der Biomasse, die im Herbst gemessen wurde........... 84 

Abbildung 26: Rechts: Einfluss der Beweidung und Mahd. Links: Westerhever 

Marsch in Schleswig-Holstein.. ............................................................... 85 

Abbildung 27: Streuung der Umweltvariablen in den Pflanzengemeinschaften 

der Ästuare ............................................................................................. 86 

Abbildung 28: Streuung von Biomasseparametern in den Pflanzengemein- 

schaften der Ästuare .............................................................................. 87 

Abbildung 29: Verschneidung der Informationen der Vorlandflächen und der 

Treibelmengen am Deichfuß ................................................................ 100 

Abbildung 30: Verteilung der Treibsel-Mengenkategorien entlang der Haupt- 

deichlinie der niedersächsischen Küste und der Ästuare Ems, 

Elbe und Weser nach den Sturmfluten am 01.11.2006 und 

09.11.2007 ........................................................................................... 101 

Abbildung 31: Stehende Biomasse Sommer 2007, Vorlandbereich „Norderland“ ........ 104 

Abbildung 32: Stehende Biomasse Herbst 2006, Vorlandbereich „Norderland“ ........... 104 

Abbildung 33: Landnutzung, Vorlandbereich „Norderland“ .......................................... 105 

Abbildung 34: Stehende Biomasse Sommer 2007, Vorlandbereich „Strohauser 

Plate“ .................................................................................................... 106 

Abbildung 35: Landnutzung, Vorlandbereich „Strohauser Plate“ ................................. 106 

Abbildung 36: Geschätzte stehende Biomasse auf den Vorländern der 

niedersächsischen Festlandsküste einschließlich der Ästuare .............. 107 

Abbildung 37: Wahrscheinlichkeit von Treibselmengen an der Küste in 

Abhängigkeit von der stehenden Biomasse im Vorland ........................ 109 

Abbildung 38: Lage der Untersuchungsgebiete ........................................................... 125 

Abbildung 39: Rotschenkel auf Gelege und Wiesenpieper-Gelege ............................. 131 

Abbildung 40: Kunstgelege aus einem Knetgummi-Ei und 3 Wachteleiern ................. 134 

Abbildung 41: Vergleich des täglichen Prädationsrisikos zwischen den 

Untersuchungsgebieten an Kunstnestern im Jahr 2008 ........................ 136 

Abbildung 42: Zeitlicher Verlauf der Prädationsraten in den sechs 

Untersuchungsgebieten im Jahr 2008 .................................................. 137

Inhalt Seite XV 

Abbildung 43: Methodik zur Analyse der Vegetationsstruktur ...................................... 138 

Abbildung 44: Dichte der Vegetation in verschiedenen Höhenschichten bei 

unbewirtschafteten Andel-Rasen und Quecken-Rasen ........................ 141 

Abbildung 45: Einfluss der landwirtschaftlichen Nutzung auf den Lichteinfall von 

Andel-Rasen und Quecken-Rasen ....................................................... 141 

Abbildung 46: Vergleich der Insekten aus Bodenfallen der Jahre 2007 und 2008 

je Nutzungsform ................................................................................... 147 

Abbildung 47: Mittelwerte der Eindringwiderstände pro Untersuchungsfläche 

und die mittlere Individuenanzahl an Krebstieren pro Woche ............... 149 

Abbildung 48: Ermittlung von Schwerpunktbereichen für Vorlandmanagement 

zur Treibselreduzierung ........................................................................ 155 

Abbildung 49: Streuung der Werte der stehenden Biomasse Herbst (kg/lfd. m) 

an der Festlandsküste und der Ästuare im Vergleich ............................ 157 

Abbildung 50: Streuung aller Werte der stehenden Biomasse Herbst pro Deich- 

abschnitt und Zuordnung des Potenzials der Treibselentstehung ......... 158 

Abbildung 51: Potenzial der Treibselentstehung von Vorlandabschnitten, 

Mittelwerte des Treibselanfalls nach den Novemberfluten der 

Jahre 2006 und 2007 und „Treibsel-Schwerpunktbereiche“ .................. 162 

Abbildung 52: Bewertungsgrundlage der naturschutzfachliche Bewertung der 

Brut- und Rastvogelarten...................................................................... 188 

Abbildung 53: Verhältnis von Biomassereduzierung zur Treibselreduzierung ............. 198 

Abbildung 54: Lage der Modellflächen des Norderlandes, westlich gelegen 

„Hilgenrieder Außengroden“ und östlich gelegen „Neßmersieler 

Außengroden“ ...................................................................................... 206 

Abbildung 55: Lage der Modellfläche im südwestlichen Jadebusen „Nordender 

Außengroden“ ...................................................................................... 206 

Abbildung 56: Lage der Modellfläche auf der rechten Weserseite „Neuenlander 

Außendeich“ ......................................................................................... 207 

Abbildung 57: Ausgangssituation Landnutzung (Modellfläche „Nordender 

Außengroden“) ..................................................................................... 209 

Abbildung 58: Ausgangssituation Vegetation (Modellfläche „Nordender Außen- 

groden“) ............................................................................................... 210 

Abbildung 59: Ausgangssituation stehende Biomasse (Modellfläche „Nordender 

Außengroden“) ..................................................................................... 210 

Abbildung 60: Ausgangssituation Höhenlage (Modellfläche „Nordender Außen- 

groden“) ............................................................................................... 211 

Abbildung 61: Naturschutzfachliche Wertigkeit (Modellfläche „Nordender 

Außengroden“) ..................................................................................... 212 


Seite XVI Inhalt 

Abbildung 62: modellhaftes Managementkonzept Strategie „Kultureinfluss“ 


(Modellfläche „Nordender Außengroden“) ............................................ 213 

Abbildung 63: Entwicklungsprognose der Vegetation (Modellfläche „Nordender 

Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) ........... 214 

Abbildung 64: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Nordender 


Abbildung 65: Bewertung der Vegetation hinsichtlich des Leitbildes 

„Naturlandschaft“ (Modellfläche „Nordender Außengroden“, 

Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) ................................... 216 

Abbildung 66: Gesamtbewertung Rast- und Brutvögel (Artenauswahl) für das 

Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ der Modellfläche 

„Nordender Außengroden“ ................................................................... 218 

Abbildung 67: modellhaftes Managementkonzept Strategie „Natürliche 

Dynamik“ (Modellfläche „Nordender Außengroden) .............................. 220 


Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Natürliche 

Dynamik“) ............................................................................................. 221 

Abbildung 69: Entwicklungsprognose Biomasse Vegetation (Modellfläche 

„Nordender Außengroden“, Managementkonzept „Strategie 

Natürliche Dynamik“) ............................................................................ 222 


„Naturlandschaft“ (Modellfläche „Nordender Außengroden“, 

Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“) .......................... 223 


Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ der 

Modellfläche „Nordender Außengroden“ ............................................... 225 

Abbildung 72: Ausgangssituation Landnutzung (Modellfläche „Hilgenrieder 

Außengroden“) ..................................................................................... 228 

Abbildung 73: Ausgangssituation Vegetation (Modellfläche „Hilgenrieder 

Außengroden“) ..................................................................................... 229 

Abbildung 74: Ausgangssituation stehende Biomasse (Modellfläche 

„Hilgenrieder Außengroden“) ................................................................ 229 

Abbildung 75: Ausgangssituation Höhenlage (Modellfläche „Hilgenrieder 

Außengroden“) ..................................................................................... 230 

Abbildung 76: Naturschutzfachliche Wertigkeit (Modellfläche „Hilgenrieder 

Außengroden“) ..................................................................................... 231 


(Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“) .......................................... 232

Inhalt Seite XVII 

Abbildung 78: Entwicklungsprognose Vegetation (Modellfläche „Hilgenrieder 


Abbildung 79: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Hilgenrieder 



„Naturlandschaft“ (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“, 




„Hilgenrieder Außengroden“ ................................................................. 237 


Dynamik“ (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“) .......................... 239 

Abbildung 83: Entwicklungsprognose der Vegetation (Modellfläche 

„Hilgenrieder Außengroden“, Managementkonzept „Strategie 


Abbildung 84: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Hilgenrieder 


Dynamik“) ............................................................................................. 241 


„Naturlandschaft“ (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“, 




Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“ ............................................ 244 

Abbildung 87: Ausgangssituation Landnutzung (Modellfläche „Neßmersieler 

Außengroden“) ..................................................................................... 248 

Abbildung 88: Ausgangssituation Vegetation (Modellfläche „Neßmersieler 

Außengroden“) ..................................................................................... 248 

Abbildung 89: Ausgangssituation stehende Biomasse (Modellfläche „Neßmer- 

sieler Außengroden“) ............................................................................ 249 

Abbildung 90: Ausgangssituation Höhenlage (Modellfläche „Neßmersieler 

Außengroden“) ..................................................................................... 249 

Abbildung 91: Naturschutzfachliche Wertigkeit (Modellfläche „Neßmersieler 

Außengroden“) ..................................................................................... 250 


(Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“) ........................................ 251 

Abbildung 93: Entwicklungsprognose Vegetation (Modellfläche „Neßmersieler 



Seite XVIII Inhalt 

Abbildung 94: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Neßmersieler 




„Naturlandschaft“ (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“, 




„Neßmersieler Außengroden“ ............................................................... 256 


Dynamik“ (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“) ........................ 258 

Abbildung 98: Entwicklungsprognose der Vegetation (Modellfläche „Neßmer- 

sieler Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Natürliche 

Dynamik“) ............................................................................................. 259 

Abbildung 99: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Neßmersieler 


Dynamik“) ............................................................................................. 260 


„Naturlandschaft“ (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“, 




Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“ .......................................... 263 

Abbildung 102: Ausgangssituation Landnutzung (Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“) ........................................................................................ 266 

Abbildung 103: Ausgangssituation Vegetation (Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“) ........................................................................................ 267 

Abbildung 104: Ausgangssituation stehende Biomasse (Modellfläche 

„Neuenlander Außendeich“) ................................................................. 267 

Abbildung 105: Naturschutzfachliche Wertigkeit (Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“) ........................................................................................ 268 


(Modellfläche „Neuenlander Außendeich“) ........................................... 269 

Abbildung 107: Entwicklungsprognose Vegetation (Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“, Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) ............. 270 

Abbildung 108: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“, Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) ............. 271 


„Naturlandschaft“ (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“, 

Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) ................................... 272

Inhalt Seite XIX 


Dynamik“ (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“) ........................... 274 

Abbildung 111: Entwicklungsprognose der Vegetation (Modellfläche 

„Neuenlander Außendeich“, Managementkonzept „Strategie 


Abbildung 112: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“, Managementkonzept „Strategie Natürliche 

Dynamik“) ............................................................................................. 276 


TABELLENVERZEICHNIS 

„Naturlandschaft“ (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“, 


Tabelle 1: Aktuelle Landnutzung ............................................................................. 16 

Tabelle 2: Entwicklung der Nutzungsanteile der Vorländer an der 

niedersächsischen Festlandsküste im Zeitraum 1987-2003 ................... 19 

Tabelle 3: Flächenanteil unterschiedlicher Vegetationszonen an der 

niedersächsischen Festlandsküste ......................................................... 20 

Tabelle 4: Entwicklung der Flächenanteile der Vegetationstypen mit 

vermutetem starkem Anteil an der Treibselproduktion in der 

Leybucht im Zeitraum 1995-2004 ........................................................... 21 

Tabelle 5: Schutzgebiete der Ästuarvorländer ........................................................ 24 

Tabelle 6: Größe der Vorlandflächen der Ästuare von Elbe, Weser und Ems ......... 26 

Tabelle 7 : Flächenanteile landwirtschaftlicher Nutzungen der Vorländer des 

Elbeästuars ............................................................................................ 29 

Tabelle 8: Flächenanteile landwirtschaftlicher Nutzungen der Vorländer des 

Weserästuars ......................................................................................... 31 

Tabelle 9: Flächenanteile landwirtschaftlicher Nutzungen der Vorländer des 

Emsästuars ............................................................................................ 31 

Tabelle 10: Flächenanteil unterschiedlicher Vegetationszonen an den 

Außendeichsflächen im Elbästuar .......................................................... 34 


Außendeichsflächen im Weserästuar ..................................................... 35 


Außendeichsflächen im Emsästuar ........................................................ 36 

Tabelle 13: Vorliegende GIS-Datensätze .................................................................. 40 

Tabelle 14: Auf ihre Eignung als Probeflächen für das Projekt untersuchte 

Vorlandabschnitte der Festlandsküste .................................................... 44 


Seite XX Inhalt 

Tabelle 15: In den Ästuaren hauptsächlich zu erwartende Nutzungstypen ................ 48 



Vorlandabschnitte des Weserästuars (oligohaliner Bereich) ................... 49 

Tabelle 17: Schlüssel zur Kategorisierung des Treibselanfalls .................................. 52 

Tabelle 18: Zur Erklärung des beobachteten Treibselaufkommens 

verwendete Variablen ............................................................................. 54 

Tabelle 19: Übersicht über geschätzte angefallene Treibselmengen und 

geschätzte Entsorgungskosten durch die Sturmfluten am 

01.11.2006 und 09.11.2007 an der Festlandsküste ................................ 57 

Tabelle 20: Übersicht über geschätzte angefallene Treibselmengen und 

geschätzte Entsorgungskosten durch die Sturmflut vom 

01.11.2006 in den Ästuaren.................................................................... 58 

Tabelle 21: Übersicht über Salzwiesenliteratur ......................................................... 65 

Tabelle 22: Verteilung der Probeflächen für den Salzwiesendatensatz ..................... 69 

Tabelle 23: Verteilung der Probeflächen für den Datensatz des Ästuars ................... 70 

Tabelle 24: Verteilung der Vegetationsaufnahmen in Salzwiesen auf TMAP- 

Typen und daraus aggregierte Einheiten ................................................ 79 

Tabelle 25: Angaben anderer Autoren zur stehenden Biomasse von 

Salzwiesen ............................................................................................. 88 

Tabelle 26: Zuordnung von TMAP- und Biotoptypen zu Vegetationseinheiten .......... 97 

Tabelle 27: Zuordnung von Nutzungsformen zu 'Nutzungstypen' .............................. 98 

Tabelle 28: Überblick über die Vegetationseinheiten im Gesamt-Datensatz ........... 102 

Tabelle 29: Überblick über die Nutzungstypen bzw. -intensitäten im Gesamt- 

Datensatz ............................................................................................. 102 

Tabelle 30: Übersicht der Datensätzen zu den Sturmfluten 2006 und 2007 ............ 103 

Tabelle 31: Im Projekt bearbeitete überwinternde Singvogelarten........................... 121 

Tabelle 32: Präferenz-Indexwerte überwinternde Singvögel ................................... 122 

Tabelle 33: Präferenz-Indexwerte für Nonnen- und Ringelgans .............................. 123 

Tabelle 34: Indexwerte Nonnengans ....................................................................... 124 

Tabelle 35: Indexwerte Ringelgans ......................................................................... 124 

Tabelle 36: Revieranzahlen der wichtigsten Brutvogelarten .................................... 126 

Tabelle 37: Datengrundlage für Präferenzanalysen der Brutvogelarten, 

aufgeschlüsselt nach Nutzungsformen und Untersuchungs- 

gebieten ............................................................................................... 128 

Tabelle 38: Flächengröße und Vorkommen von Vegetationseinheiten in 

Nutzungsformen und Untersuchungsgebieten ...................................... 129 

Tabelle 39: Bestand Feldlerche und Wiesenpieper im Vergleich ............................. 131

Inhalt Seite XXI 

Tabelle 40: Datengrundlage für die Analyse der Gelegestandorte von 

Rotschenkel und Wiesenpieper nach Nutzungsformen ........................ 132 

Tabelle 41: Habitatparameter Rotschenkel ............................................................. 132 

Tabelle 42: Habitatparameter Wiesenpieper ........................................................... 133 

Tabelle 43: Habitatparameter Rotschenkelnester mit Schlupferfolg ........................ 133 

Tabelle 44: Anhand von Bissspuren festgestellte Prädatoren pro 

Untersuchungsgebiet ........................................................................... 135 

Tabelle 45: TMAP-Vegetationseinheiten, bei denen Analysen der 

Vegetationsstruktur durchgeführt wurden ............................................. 139 

Tabelle 46: Parameter zur Charakterisierung der Vegetationsstruktur .................... 139 

Tabelle 47: Ergebnisse Vegetationsstrukturmessungen je Nutzungsform ............... 140 

Tabelle 48: Übersicht über die Bodenfallenstandorte .............................................. 143 

Tabelle 49: Stark vereinfachte Übersicht über die in Bodenfallen 

festgestellten Tierartengruppen ............................................................ 145 

Tabelle 50: Festgestellte Laufkäferarten ................................................................. 146 

Tabelle 51: Indexwerte für Insekten ........................................................................ 147 

Tabelle 52: Indexwerte für Spinnentiere .................................................................. 148 

Tabelle 53: Indexwerte für Krebstiere ..................................................................... 148 

Tabelle 54: Management-Optionen zur Treibselreduzierung mit Angabe der 

prognostizierten Biomassereduzierung ................................................. 167 

Tabelle 55: Wertebereiche der Klassifizierung der Differenz-Indexwerte ................ 187 

Tabelle 56: Naturschutzfachliche Bewertung von Management-Optionen zur 

Treibselreduzierung .............................................................................. 191 

Tabelle 57: Flächenauswahl modellhafte Managementkonzepte an der 

Festlandsküste ..................................................................................... 205 

Tabelle 58: Flächenauswahl modellhafte Managementkonzepte an den 

Ästuaren ............................................................................................... 207 

Tabelle 59: Übersicht über die Auswirkungen der modellhaften 

Managementkonzepte für die Modellfläche „Nordender 

Außengroden“ ...................................................................................... 226 


Managementkonzepte für die Modellfläche „Hilgenrieder 

Außengroden“ ...................................................................................... 245 


Managementkonzepte für die Modellfläche „Neßmersieler 

Außengroden“ ...................................................................................... 264 


Seite XXII Inhalt 


ANHANG 


Managementkonzepte für die Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“ ......................................................................................... 278 

Anhang 1: Ausgewertete Literatur für Präferenz-Indexwerte der rastenden 

Gänse .................................................................................................. 293 

Anhang 2: Präferenz-Indexwerte Brutvögel ........................................................... 301 

Anhang 3: Literaturauswertung im Rahmen des Teilprojektes 1B: 

KARTENVERZEICHNIS 

„Schilfmahd als Management-Option zur Treibselreduzierung in 

den Flussästuaren Niedersachsens – Auswirkungen auf 

Röhrichtbrüter und naturschutzfachliche Bewertung ............................. 306 

Karte 1a: Treibselmengen nach den Sturmfluten 01.11.2006 und 09.11.2007 & 

stehende Biomasse im Herbst; westlicher Betrachtungsraum (Herbrum bis 

Bremerhaven) 

Karte 1b: Treibselmengen nach den Sturmfluten 01.11.2006 und 09.11.2007 & 

stehende Biomasse im Herbst; östlicher Betrachtungsraum (Bremerhaven 

bis Geesthacht)

Forschungsvorhaben Treibselreduzierung: Endbericht Seite 1 

1 ZUSAMMENFASSUNG 

Vorliegender Bericht ist der Endbericht des Forschungsvorhabens „Ökologische Grundlagen 

und naturschutzfachliche Bewertung von Strategien zur Treibselreduzierung“ (Projekt 10/05 

der Niedersächsischen Wattenmeerstiftung). Die wesentlichen Inhalte sind: 

1. eine Dokumentation und Analyse der Ausgangssituation sowie der Sturmfluten vom 

01.11.2006 und 09.11.2007 (Teilprojekt 1A), 

2. die Darstellung der Zusammenhänge zwischen Umweltbedingungen, Biomasseproduktion 

und Treibselmenge in Deichvorländern der Küste und Ästuare (Teilprojekt 2), 

3. eine Analyse der kausalen Zusammenhänge zwischen den wichtigsten Habitatparametern 

und der Reaktion von Brut- und Rastvogelarten bezüglich der Nist- bzw. 

Rastplatzwahl anhand von Habitatmodellen (Teilprojekt 3), 

4. die Darstellung und Bewertung von Management-Optionen zur Treibselreduzierung 

sowie von modellhaften Managementkonzepten (Teilprojekt 1B). 

zu 1. 

Dokumentation und Analyse der Ausgangssituation 

Es konnten umfassende Daten zur Beschreibung des aktuellen Zustandes und der 

Entwicklung von Größe der Vorlandflächen, Landnutzung, Vegetation und Treibselmengen 

für die gesamten Vorländer der Festlandsküste sowie für die der Ästuare eingeholt werden. 

Diese Informationen wurden in einem geografischen Informationssystem aufbereitet und 

liegen nun als einheitlicher Datensatz für die gesamten niedersächsischen Vorländer vor. 

Für die Vorländer der niedersächsischen Festlandsküste ist festzustellen: 

Die Vorländer haben aktuell eine Ausdehnung von ca. 7.900 ha. Hiervon sind 1.450 ha 

(18 %) von Sommerdeichen umgeben. 

Die Größe der Vorländer hat in den letzten Jahrzehnten um ca. 1.400 ha zugenommen. 

Ursache sind überwiegend Landgewinnungsmaßnahmen. 

45 % der Vorlandfläche (inklusive der Sommerpolder) werden aktuell landwirtschaftlich 

genutzt. 

Ein flächendeckender Vergleich des Zustandes der Vegetation vor zehn oder 20 Jahren 

mit dem heutigen für die gesamte Festlandsküste ist auf der vorliegenden 

Datengrundlage nicht möglich, wohl aber für Teilgebiete. In der Leybucht nahm der 

Flächenanteil von Vegetationstypen mit hohem Anteil an der Treibselproduktion im 

Zeitraum 1995-2004 von 9 % auf 32 % zu (ohne Strandaster). Er liegt damit 2004 in der 

gleichen Größenordnung wie an der gesamten Festlandsküste. 

Im Zeitraum 1994/95-2009/10 beliefen sich die Treibselmengen auf durchschnittlich 

37.000 m³ (Maximalwert rund 100.000 m³ (2006/07)), die Entsorgungskosten auf 

durchschnittlich 230.000 € (Maximalaufwand knapp 2 Mio. € (2007/08)). 

Für die Vorländer der Ästuare von Elbe, Weser und Ems ist festzustellen: 

Die Vorländer in den Ästuaren haben aktuell eine Ausdehnung von insgesamt 9.823 ha, 

wovon 3.606 ha Elbvorländer, 4.343 ha Weservorländer und 1.874 ha Emsvorländer 


Seite 2 Forschungsvorhaben Treibselreduzierung: Endbericht 

sind. Hiervon sind ca. 14 % (Elbe) bzw. 44 % (Weser) vor Sommerhochwässern 

geschützt. Für die Ems liegen hierzu keine Daten vor. (Angaben für die Elbe exkl. 

Schleswig-Holstein). 

Die Vorländer in den Ästuaren waren in den 1980er Jahren ca. 74 % (niedersächsische 

Seite der Elbe) bzw. 21 % (Weser) kleiner als Ende des 19. Jahrhunderts. Ursache sind 

Eindeichungen. 

Die Vorländer werden überwiegend landwirtschaftlich genutzt. Die ungenutzten Bereiche 

bestehen überwiegend aus Röhrichten und machen ca. 17 % (niedersächsische Seite 

der Elbe), 25 % (Weser) bzw. 27 % (Ems) aus. Reetmahd findet in Niedersachsen nur 

noch an der Weser statt. 

Die Röhrichtflächen der Ästuare haben in den letzten Jahrzehnten insgesamt 

zugenommen, wobei stromabwärts von Hamburg bzw. Brake eine deutliche Zunahme 

von 180 ha (Elbe) bzw. 230 ha (Weser), stromaufwärts hingegen eine leichte Abnahme 

von 30 ha (Elbe) bzw. 138 ha (Weser) zu verzeichnen ist. 

Im Zeitraum 1994/95-2009/10 beliefen sich die Treibselmengen auf durchschnittlich 

55.000 m³ (Maximalwert rund 170.000 m³ (2006/07)), die Entsorgungskosten auf 

durchschnittlich 280.000 € (Maximalaufwand rund 824.000 € (2007/08)). 

Auf Grundlage der umfassenden Dokumentation und umfangreicher Vorkenntnisse wurden 

die am besten geeigneten Untersuchungsgebiete für die Freilanduntersuchungen der 

Teilprojekte 2 und 3 ausgewählt, bei denen unterschiedliche Nutzungsformen und 

-intensitäten sowie unterschiedliche Standorttypen vertreten sind. Diese liegen an der 

Festlandsküste im Bereich der Leybucht, des Norderlandes und im Jadebusen sowie im 

Weserästuar auf Höhe der Strohauser Plate. 

Dokumentation und Analyse der Sturmfluten 

Nach den sehr schweren Sturmfluten am 01.11.2006 und 09.11.2007 wurde unter Mithilfe 

der Deichverbände und des NLWKN der Treibselanfall entlang der gesamten Hauptdeichlinie 

erfasst und dokumentiert. Es entstanden nach Angaben von Deichverbänden und NLWKN 

nach der Sturmflut am 01.11.2006 Entsorgungskosten von mind. 1,28 Mio. € für mind. 

165.500 m 3 Treibsel. Nach der Sturmflut am 09.11.2007 fielen mind. 79.500 m³ Treibsel an. 

Die gewonnenen Daten zur räumlichen Verteilung des Treibsels wurden einer statistischen 

Auswertung zugeführt, um Hinweise auf die Zusammenhänge zwischen Treibselaufkommen 

einerseits und Umweltbedingungen, Biomasseproduktion andererseits zu analysieren. 

zu 2. 

Hinsichtlich der Zusammenhänge zwischen Umweltbedingungen, Biomasseproduktion und 

Treibselmenge in Deichvorländern der Küste und Ästuare ist festzustellen: 

Die Biomasseproduktion der Salzwiesen hängt erheblich von der Höhe und dem 

Salzgehalt des Grundwassers ab. 

Um die Biomasse durch Nutzung in Form von Mahd oder Beweidung effektiv zu 

reduzieren, muss auf den Salzwiesen der Festlandsküste die Besatzdichte mit Weidevieh 



zu 3. 

sehr hoch sein (bis zu 2-3 GV/ha) bzw. die Mahd am Ende der Vegetationsperiode 

erfolgen. 

Auf den mit Röhricht bestandenen Vorländern der Ästuare kann weder durch 

Wassermanagement die Produktivität eingeschränkt noch durch bisherige 

Nutzungsformen die Biomasse reduziert werden. Die Wintermahd verstärkt den 

Biomasseaufwuchs im folgenden Sommer, so dass bei Herbststurmfluten - also vor der 

Wintermahd - besonders hohe Biomassemenge zu besonders hohem Treibselanfall 

führen können. 

Wenn die an Probeflächen gewonnenen Beziehungen zwischen Biomasseproduktion und 

Umweltbedingungen auf die Gesamtfläche der niedersächsischen Vorländer übertragen 

wird, so ergibt sich eine mittlere Gesamtmenge von 94.000 t Trockenmasse oder bei 

Annahme von 80 % Wassergehalt eine Menge von 752.000 t Frischmasse. 

Die Auswertung des Treibsel-Anfalls an den Deichen hat gezeigt, dass eine signifikante 

Korrelation zwischen der Biomasseproduktion des Vorlandes und der am Deich 

angeschwemmten Treibselmenge besteht. Dabei sind die Größe des Vorlandes und der 

Bestand an Vegetation mit besonders hoher Biomasseproduktion besonders wichtig. 

Bezüglich der Analyse der kausalen Zusammenhänge zwischen den wichtigsten Habitat- 

parametern und der Reaktion von Brut- und Rastvogelarten bezüglich der Nist- bzw. 

Rastplatzwahl anhand von Habitatmodellen ist festzustellen: 

zu 4. 

Es ist gelungen, für eine Vielzahl von Brut- und Rastvogelarten eine solide, 

Bewertungsgrundlage zu schaffen, die dazu genutzt werden kann, Maßnahmen zur 

Treibselreduzierung hinsichtlich ihrer Auswirkungen auf Brut- und Rastvögel zu 

bewerten. 

Ferner konnten Einblicke in die Zusammenhänge von Vegetationstypen, deren Nutzung 

und dem Vorkommen von Brut- und Rastvogelarten gewonnen werden. 

Generelle Aussagen über die Auswirkungen von Managementmaßnahmen auf die 

Avifauna lassen sich nur bedingt treffen, da die Habitatansprüche der einzelnen Arten zu 

unterschiedlich sind. Die Auswirkungen sind somit jeweils von der betrachteten Art bzw. 

Artengruppe abhängig. 

Da die im Rahmen dieses Projektes generierten Bewertungsgrundlagen noch bei keiner 

Maßnahmenumsetzung evaluiert werden konnten, sollten Maßnahmen zur 

Treibselreduzierung mit einem aussagekräftigen Monitoring begleitet werden. 

Bezüglich der Entwicklung und Bewertung von Managementstrategien sind folgende Punkte 

festzuhalten: 

Es konnten 11 Vorlandbereiche identifiziert werden, die maßgeblich für lokal hohe 

Treibselaufkommen verantwortlich sind. Für diese sog. „Schwerpunktbereiche“ wäre ein 

Management zur Treibselreduzierung am dringlichsten und effektivsten. 



Es wurden insgesamt 15 Management-Optionen zur Treibselreduzierung ausgearbeitet. 

Für diese Optionen wurde die potenziell erreichbare Biomassereduzierung prognostiziert 

und eine naturschutzfachliche Bewertung vorgenommen. Somit liegt mit diesem Bericht 

eine umfassende Planungs- und Diskussionsgrundlage für zukünftige Vorhaben eines 

Treibselmanagements, aber auch für die Erstellung von Managementplänen gemäß § 7 

Abs. 3 NWattNPG vor. 

Management-Optionen, bei denen die Biomassereduzierung auf natürlichen Prozessen 

beruht (Ausnahme „passiver Prozessschutz“) sowie ein naturschutzfachlich sinnvoll 

gestaltetes Beweidungsmanagement, wirken sich sowohl aus treibselreduzierender Sicht 

als auch hinsichtlich der Habitatansprüche der hier betrachteten Vogelarten überwiegend 

positiv aus. 

Reine Quecken-Rasen weisen gegenüber anderen Vegetationstypen der Salzwiese eine 

sehr hohe stehende Biomasse auf und sind auch aus naturschutzfachlicher Sicht eher 

als geringwertiger zu bewerten. Daher wirken sich Management-Optionen, die eine 

Entwicklung von Quecken-Rasen zu anderen Ausprägungen der oberen Salzwiese bzw. 

der unteren Salzwiese begünstigen, hinsichtlich aller Bewertungskriterien positiv aus. 

Ein Nebeneinander von Management-Optionen, die auf natürlichen Prozessen beruhen 

und solchen, die durch Landnutzung bedingt sind, kann bei einem Vorlandmanagement - 

je nach Zielsetzung des jeweiligen Betrachtungsraumes - durchaus sinnvoll sein. 

Anhand von modellhaften Managementkonzepten wurden exemplarisch Möglichkeiten 

eines Vorlandmanagements zur Treibselreduzierung für ausgewählte Vorlandbereiche 

dargestellt und die Auswirkungen dargelegt. 

Mit Managementkonzepten, welche vorwiegend auf natürlichen Prozessen beruhen, 

können im Vergleich zu Managementkonzepten, die vorwiegend durch Landnutzung 

bedingt sind, vergleichbare oder sogar höhere Biomassereduzierungen erreicht 

werden. 

In der Regel wirken sich die modellhaften Managementkonzepte der Strategie 

„Natürliche Dynamik“ positiver aus als die der Strategie „Kultureinfluss“, wobei dies 

für jedes Konzept und jede hier betrachtete Brut- und Rastvogelart differenziert zu 

betrachten ist. 

Auf Grundlage der Ergebnisse des vorliegenden Forschungsvorhabens ist ausblickend 

festzuhalten: 

Für ein umfassendes Treibselmanagement sind neben vorsorglich greifenden 

Maßnahmen (wie der Biomassereduzierung) auch Maßnahmen der Nachsorge (wie einer 

Verbesserung der Infrastruktur zur Treibselabfuhr, der -deponierung und -verwertung) 

erforderlich. 

Im Zuge von Kompensationsmaßnahmen in Ästuaren, als Ausgleich oder Ersatz i.S.d. 

naturschutzrechtlichen Eingriffsregelung, muss neben den naturschutzrechtlichen 

Aspekten die Treibselproblematik Berücksichtigung finden. 

Die Prognosen zur Effektivität und zu den naturschutzfachlichen Auswirkungen von den 

in dieser Forschungsarbeit dargelegten Management-Optionen und modellhaften 



Managementkonzepten zur Treibselreduzierung sind - insbesondere für solche, für die 

bislang kaum oder keine Praxiserfahrungen vorliegen - anhand von Feldversuchen im 

Rahmen von Pilot- oder Monitoringprojekten zu überprüfen. 

Forschungsbedarf wird vor allem hinsichtlich folgender Fragestellungen gesehen: 

der Erprobung von naturschutzfachlich verträglichen und treibselreduzierenden 

Beweidungsformen (Intensität und Zeitraum der Beweidung während und nach der 

Brutzeit), 

geeigneter Umsetzungsstrategien (wie auch Finanzierungsmöglichkeiten) von 

Restrukturierungsmaßnahmen ehemals bewirtschafteter und entwässerter 

Vorlandflächen mit dem Ziel, ein hohes Entwicklungspotenzial mit dem Ziel einer 

natürlichen Dynamik zu schaffen, 

der Verbreitungsgrenzen heimischer Auwaldarten in den stark anthropogen 

überprägten Ästuaren sowie der Eignung von Auwaldstreifen als Treibselfänger bzw. 

Dämpfer von Wellen- und Strömungsenergie, 

der Ergänzung und Evaluierung der im Rahmen dieses Projektes ermittelten 

Indexwerte zur Bewertung der Auswirkungen von Managementstrategien auf Brut- 

und Rastvögel, insbesondere zur besseren Abbildung des Nutzungseinflusses, 

der Verwertung von Biomasse als Energieträger (technische und infrastrukturelle 

Umsetzbarkeit). 

Das Projekt wurde in enger Abstimmung mit einem begleitenden Arbeitskreis unter 

Beteiligung folgender Vertreter durchgeführt: 

Umweltministerium für Umwelt und Klimaschutz 

(vertreten durch die Herren Dr. Rapsch, Horn und von Hammerstein) 

Niedersächsischer Landesbetrieb für Wasserwirtschaft, Küsten- und Naturschutz 

(vertreten durch Herrn Thorenz, NLWKN Norden) 

Nationalparkverwaltung Niedersächsisches Wattenmeer 

(vertreten durch Herrn Bunje) 

Wasserverbandstag e. V. 

(vertreten durch Herrn Hennies) 

Landkreise 

(vertreten durch Herrn Tuinmann, Landkreis Friesland) 

Niedersächsische Deichverbände 

(vertreten durch Herrn Hahlbom, Deichverband Osterstader Marsch) 

Mellumrat e. V. 

(vertreten durch Herrn Dr. Wrede) 



2 ANLASS UND ZIELSETZUNG 

2.1 ANLASS 

Die Außendeichsflächen der niedersächsischen Festlandsküste und Ästuare mit ihren 

Salzwiesen, Röhrichten und Grünländern sind naturnahe Elemente der Küstenlandschaft 

und aufgrund ihrer Weiträumigkeit und ihres floristischen und faunistischen Arteninventars 

von großer naturschutzfachlicher Bedeutung. Sie werden traditionell auch landwirtschaftlich 

in unterschiedlicher Weise genutzt und sind ebenfalls von großer Bedeutung für den 

Küstenschutz. Die unterschiedlichen Funktionen dieser Flächen (Küstenschutz, Naturschutz, 

Landwirtschaft) führten in der Vergangenheit zu intensiven Auseinandersetzungen über den 

Umgang mit diesen Flächen sowie die Folgen von Managementkonzepten, z.B. im Zuge der 

Etablierung des Nationalparks. 

Ein Aspekt dieser Auseinandersetzungen ist die Diskussion um das an den Deichen 

abgelagerte Treibsel. Allerdings wird diese Diskussion teilweise auf der Grundlage wenig 

belastbarer Daten geführt. Die Herkunft des Treibsels, insbesondere der Biomasseaufwuchs 

in den Vorländern, Möglichkeiten der Reduzierung dieses Biomasseaufwuchses und 

entsprechende naturschutzfachliche Konsequenzen wurden bislang nicht umfassend 

dargestellt. Auf einer solchen Grundlage könnte jedoch ein mögliches „Treibsel- 

Management“ basieren. Ein solches Management ist vorstellbar als Teil einer Strategie des 

Integrierten Küstenzonen-Managements, also des abgestimmten Handelns verschiedener 

Akteure im Küstenraum. 

In seinem Beschluss vom 14.5.2004 hat der Niedersächsische Landtag den tendenziellen 

Anstieg der Treibselmengen im Bereich der niedersächsischen Festlandsküste und der 

Ästuare festgestellt, die damit verbundenen Probleme für Küstenschutz und 

Deichunterhaltung dargestellt und die Landesregierung zur Durchführung eines 

Modellversuches aufgefordert, welcher in Form dieses Projektes umgesetzt wurde. 

2.2 ZIELSETZUNG 

Das Projekt „Ökologische Grundlagen und naturschutzfachliche Bewertung von Strategien 

zur Treibselreduzierung“ (Projekt 10/05 der Niedersächsischen Wattenmeerstiftung, Laufzeit 

2006 – 2010, Verlängerung bis 2011) befasst sich mit dem an die Deiche der 

niedersächsischen Festlandsküste und Ästuare angeschwemmten Treibsel sowie der 

Möglichkeit einer Treibselreduzierung durch entsprechendes Flächenmanagement im 

Deichvorland. Es sollen: 

die ökologischen Ursachen für die zeitlich und örtlich unterschiedlichen Treibsel-Mengen 

und ihr Zusammenhang mit der Produktivität der Vorländer erforscht werden, 

darauf aufbauend mögliche Strategien für ein Treibsel-Management entwickelt und 

diese möglichen Strategien naturschutzfachlich bewertet werden, so dass 

abschließend beispielhaft modellhafte Managementkonzepte für die detailliert 

untersuchten Teilgebiete aufgestellt werden können. 



Die Ergebnisse des Projektes bilden somit die Basis für ein Handlungskonzept, das einer 

kontroversen Diskussion standhält und den naturschutzrechtlichen Rahmenbedingungen 

(NATURA 2000) Rechnung trägt. Die flächenhafte Umsetzung dieses Handlungskonzeptes 

außerhalb der detailliert untersuchten Teilgebiete kann zu einem späteren Zeitpunkt in Form 

von Managementkonzepten für die einzelnen Verbandsgebiete erfolgen, ist selbst aber nicht 

Teil des Projektes. 

Den Aufbau des Projektes zeigt Abbildung 1. 

Teilprojekt 1A: 

Dokumentation der Ausgangssituation (Beschreibung des aktuellen Zustandes, Dokumentation des Treibselanfalls) 

Auswahl von Untersuchungsgebieten 

planungsgruppe grün 

Teilprojekt 2: 

Verständnis der ökologischen 

Zusammenhänge 

(Biomasseproduktion, 

Treibselaufkommen) 

Universität Oldenburg, Kleyer 

Umweltplanung (i. Z. mit der 

planungsgruppe grün) 

Teilprojekt 1B: 

Entwicklung und naturschutzfachliche Bewertung von Management-Optionen 

modellhafte Managementkonzepte 

planungsgruppe grün (in Zusammenarbeit mit der Uni Oldenburg, Kleyer Umweltplanung) 

Abbildung 1: Projektaufbau 

Das Teilprojekt 1 ist das Rahmenprojekt, innerhalb dessen zunächst die Grundlagen für die 

anderen Teilprojekte erarbeitet werden und später durch die Zusammenführung aller 

Ergebnisse eine Entwicklung und Bewertung von Management-Strategien erfolgt. Die 

Teilprojekte 2 und 3 sowie das von den Deichverbänden separat zusätzlich finanzierte sog. 

Vegetationsprojekt liefern die für ein Managementkonzept notwendigen ökologischen 

Grundlagen und zeigen die ökologischen Auswirkungen verschiedener Management- 

Optionen auf. 

Das Projekt wurde am 30.06.2005 vom II. Oldenburgischen Deichband (stellvertretend für 

die niedersächsischen Hauptdeichverbände) bei der Niedersächsischen Wattenmeerstiftung 

zur Förderung beantragt. Diese Förderung wurde mit Schreiben vom 31.01.2006 (Zeichen 

NWS 10/05) bewilligt. 

Zusätzliche Untersuchungen 

(vom Auftraggeber beauftragt): 

Biomasse 

Produktivität 

Standorteigenschaften 

Uni Oldenburg 

Teilprojekt 3: 

Habitatmodelle für die Avifauna 

zur Prognose der Auswirkungen 

von Management-Optionen 

Vertiefende Untersuchungen zur 

Validierung 

Uni Oldenburg 


Projektbegleitender Ausschuss


Gemäß den Förderrichtlinien der Nds. Wattenmeerstiftung bzw. dem Bewilligungsbescheid 

für die Projektförderung sind regelmäßig Zwischenberichte über den Fortgang des Projektes 

vorzulegen. Zur Dokumentation des aktuellen Arbeitsstandes sowie der Darstellung bereits 

erzielter Ergebnisse der einzelnen Teilprojekte wurde am 17.07.2007 der erste und am 

25.07.08 der zweite Zwischenbericht vorgelegt. Von weiteren Zwischenberichten wurde in 

Abstimmung mit dem projektbegleitenden Ausschuss abgesehen. Der hier vorgelegte 

Endbericht dient der Gesamtdarstellung der im Projekt erworbenen Ergebnisse. 

Der vorliegende Endbericht beinhaltet im Wesentlichen: 

die Beschreibung der gegenwärtigen landschaftlichen Situation an der Festlandsküste 

und in den Ästuaren in Bezug auf aktuelle Vegetation und Landnutzung sowie die 

Entwicklung von Landnutzung, Vorlandgrößen, der Röhrichtbestände und der 

Treibselmengen (Teilprojekt 1A, Kapitel 4), 

die Zusammenhänge zwischen Umweltbedingungen, Biomasseproduktion und 

Treibselmenge in Deichvorländern der Küste und Ästuare (Teilprojekt 2, Kapitel 5), 

die Zusammenhänge zwischen den wichtigsten Habitatparametern und der Reaktion von 

Brut- und Rastvogelarten bezüglich der Nistplatzwahl unter Berücksichtigung der 

verschiedenen Vorlandnutzungsformen (Teilprojekt 3, Kapitel 6), 

die Darstellung von „Schwerpunktbereichen“ für ein Vorlandmanagement zur 

Treibselreduzierung (Teilprojekt 1B, Kapitel 7.2), 

die Erläuterung und naturschutzfachliche Bewertung von Management-Optionen 

(Teilprojekt 1B, Kapitel 7.3 und 7.4), 

die Darstellung und naturschutzfachliche Bewertung von modellhaften 

Managementkonzepten (Teilprojekt 1B, Kapitel 7.5). 



3 BETRACHTUNGSRAUM 

3.1 LAGE 

Der in diesem Bericht behandelte Betrachtungsraum umfasst sämtliche Vorländer der 

niedersächsischen Festlandsküste sowie der Ästuare Elbe, Weser und Ems. Dies sind die 

Vorländer der Festlandsküste zwischen Dollart und Cuxhaven sowie der genannten Ästuare 

bis zur Grenze des Tideeinflusses; diese liegt bei Geesthacht (Elbe), Bremen-Hemelingen 

(Weser) bzw. Herbrum (Ems). 

Die Lage der Vorländer im Betrachtungsraum zeigt Abbildung 2 (grün dargestellt). 

Niederlande 

Ems 

Niedersachsen 

Weser 

Bremen 

Elbe 

Schleswig-Holstein 

Hamburg 

0 10 20 

Kilometer 

0 10 20 

Kilometer 

Abbildung 2: Lage und Ausdehnung des Betrachtungsraums an der niedersächsischen 

Nordseeküste 

3.2 ALLGEMEINE BESCHREIBUNG 

Im Rahmen dieses Projektes wird der Betrachtungsraum in die Teilräume „Festlandsküste” 

und „Ästuare” unterteilt. Ökologisch gesehen ergeben sich Überschneidungen bzw. 

unscharfe Grenzen zwischen diesen Räumen. Aus pragmatischen Gründen werden hier 

sämtliche im Bereich des Nationalparks Niedersächsisches Wattenmeer gelegenen 

Vorländer der „Festlandsküste” zugeordnet. Auch der Dollart sowie die Butjadinger Küste 

nördlich von Nordenham und die Wurster Küste nördlich von Bremerhaven werden also als 

Teile der Festlandsküste aufgefasst. Dies erscheint auch ökologisch vertretbar, da die 

genannten Küstenabschnitte seeseitig der Mündungsengen von Ems bzw. Weser liegen und 

somit bereits stärker vom Wattenmeer als von den Flussoberläufen geprägt sind. Somit 

werden an der Elbe sämtliche stromaufwärts von Cuxhaven gelegenen Vorländer dem 

Ästuar zugerechnet; an der Weser die stromaufwärts von Bremerhaven gelegenen, an der 

Ems die stromaufwärts von Pogum. 



3.2.1 FESTLANDSKÜSTE 

Das Vorland der niedersächsischen Festlandsküste zwischen Dollart und Cuxhaven erstreckt 

sich in einem bis zu 2.000 m breiten, in Teilen unterbrochenen Gürtel entlang der 266 km 

langen Küste. Die Größe des Festlandsvorlandes beträgt 7.910 Hektar (Fläche des 

Vorlandes ohne Deiche). 

Naturräumlich gehören die Vorländer der niedersächsischen Festlandsküste zu den „Watten 

und Marschen“ (nach MEYNEN & SCHMITHÜSEN 1959-1962 und BFN 1994) und liegen 

vollständig im Nationalpark „Niedersächsisches Wattenmeer“. Bodenkundlich gehören sie 

den Seemarschen an. Das Vorlandgelände ist überwiegend gegliedert in Beete und 

Grüppen, Hauptgräben, Priele und (lokal) Blänken. Teilweise existieren außerdem 

unbegrüppte natürliche Anwachsbereiche (z. B. süd- und westlicher Jadebusen). Örtlich sind 

alte Bodenentnahmestellen (sog. Pütten) vorhanden. Die Geländehöhen steigen im 

Allgemeinen vom deichnahen Teil des Vorlandes in Richtung Vorlandkante an. Eine 

Besonderheit stellt ferner der wattenmeerweit einzige rezente, außendeichs gelegene 

Hochmoorkörper (bei Sehestedt, Jadebusen) dar. Eine Übersicht über den Teilbereich 

„Festlandsküste” mit Bezeichnungen einiger lokaler Bezeichnungen gibt Abbildung 3. 

Leybucht 

Niederlande 

Krummhörn 

Dollart 


Norderland 

Harlinger-/ 

Wangerland 

Niedersachsen 

Jadebusen 

Butjadingen 

Wurster Küste 

0 10 20 

Abbildung 3: Übersicht über den Teilbereich Festlandsküste 

Orange hinterlegt: Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer; Grün hinterlegt: Vorlandflächen 

3.2.2 ÄSTUARE VON EMS, ELBE UND WESER 

Kilometer 

Die Ästuare umfassen die Flussmündungen und -läufe, solange noch Brackwasser- und 

Tideeinfluss aus der Nordsee besteht. Per Definition dieses Projektes enden die Ästuare mit 

den Grenzen des Nationalparks Niedersächsisches Wattenmeer (vgl. Kap 3.2). Die 

Gesamtgröße der untersuchten Vorländer der Ästuare beträgt 9.823 ha.


Naturräumlich gehören die Vorländer der Ästuare in die Haupteinheit „Ems-Weser-Marsch“ 

und „Unterelbeniederung“ (nach MEYNEN & SCHMITHÜSEN 1959-1962 und BFN 1994). Sie 

sind bodenkundlich durch Marschenböden gekennzeichnet. Morphologisch und hydrologisch 

sind die Ästuare durch den natürlichen sowie anthropogen veränderten Flussunterlauf 

beeinflusst. Durch den kleinräumigen Wechsel der Salinität und der 

Strömungsgeschwindigkeit zeichnen sich die Ästuare ferner durch eine hohe Variabilität 

verschiedener Umweltparameter aus. 

Die Ufervegetation (z. B. Brackwasserröhrichte, Anuellen-Bestände, Salzgrünland) wird als 

Bestandteil dieses Lebensraumtyps einbezogen. Überwiegend sind diese Ästuarvorländer 

als Grünländer oder Röhrichte ausgeprägt und können eine Breite von bis zu 2.000 m 

erreichen. An einigen Stellen, so etwa an der Weser bei Brake (Strohauser Plate oder 

Harrier Sand), liegen zusammenhängende Vorlandflächen von über 1.000 ha vor. 

Die Gestalt der Vorländer ist durch zahlreiche und umfangreiche Flussbaumaßnahmen 

anthropogen geprägt. Als Schlagwörter sollen an dieser Stelle die Flussbegradigungen, 

Deichbau, Entwässerung und Fahrrinnenausbaumaßnahmen mit einhergehender 

veränderter Strömungs- und Sedimentationsdynamik lediglich benannt werden. 

Ems 

Niedersachsen 

Bremen 

Abbildung 4: Übersicht über den Teilbereich Ästuare 

Grün hinterlegt: Vorlandflächen 

Weser 

Elbe 

Schleswig-Holstein 

Hamburg 

0 10 20 

Kilometer 



4 TEILPROJEKT 1A: DOKUMENTATION UND ANALYSE DER 


AUSGANGSSITUATION SOWIE AUFBEREITUNG DER INFORMATIONEN 

FÜR DIE TEILPROJEKTE 2 UND 3 

Dipl. Landschaftsökologen Stefan Schrader, Antje Bremermann & Julia 

Schwienheer (planungsgruppe grün) 

4.1 ANLASS UND ZIELSETZUNG DES TEILPROJEKTES 1A 

Im Rahmen des Teilprojektes 1A werden Grundlagendaten, die für die übrigen Teilprojekte 

dieses Forschungsvorhabens erforderlich sind, dokumentiert, analysiert und aufbereitet. Dies 

beinhaltet: 

1. eine Beschreibung des aktuellen Zustandes und der Entwicklung der 

Außendeichsflächen, 

2. eine Auswahl der Untersuchungsgebiete für die Erhebungen im Rahmen der 

Teilprojekte 2 und 3, 

3. eine Dokumentation des Treibselanfalls nach zwei Sturmfluten, 

4. eine Datenaufbereitung der eingeworbenen Daten in ein geografisches 

Informationssystem als Grundlage für eine statistische Auswertung im Rahmen des 

Teilprojektes 2 sowie für Auswertungen im Rahmen des Teilprojektes 1B. 

Zu 1.: Der Außendeichsbereich unterliegt hinsichtlich der Art und Intensität der 

landwirtschaftlichen Nutzung sowie der Größe der genutzten Flächen einem starken Wandel 

(Eindeichungen, Ausdeichungen, wechselndes Interesse der Landwirtschaft aus 

ökonomischen Gründen [Strukturwandel], Maßnahmen des Naturschutzes, großflächige 

Kompensationsmaßnahmen für Eingriffe in den Ästuaren). Dieser Wandel hat Auswirkungen 

auf den Treibselanfall, auch wenn ein Teil dieser Aspekte bislang kaum mit einem Anstieg 

der Treibselmenge in Verbindung gebracht wurde (Kompensationsmaßnahmen im 

Ästuarbereich, Strukturwandel). Eine systematische Dokumentation dieser Entwicklungen 

lag bislang nicht vor; sie ist – für den Zeitraum der letzten 30 Jahre - Gegenstand dieses 

Teilprojektes. 

Zu 2.: Auf Grundlage der Ergebnisse der Dokumentation soll eine Auswahl der Bereiche, die 

als Untersuchungsgebiete für die Freilanduntersuchungen der Teilprojekte 2 (Kapitel 5) und 

3 (Kapitel 6) am besten geeignet sind, erfolgen. In diesen Bereichen sollen unterschiedliche 

Nutzungsformen und -intensitäten sowie unterschiedliche Standorttypen vertreten sein. 

Zu 3. & 4.: Ursachen für das lokal sehr stark unterschiedliche Treibselaufkommen sind 

Strömungsstärken und –richtungen, Windstärken und –richtungen bei Sturmflutereignissen 

sowie möglicherweise die Größe des dem Deich vorgelagerten Vorlandes und die im Vorland 

vorhandene Pflanzenmasse. Ferner spielt die Exposition des Deiches zur Hauptwindrichtung 

bzw. zu Strömungen eine Rolle. Die Zusammenhänge sind Grundlage für die Erarbeitung


einer effektiven Management-Strategie. Sie sollen auf Basis von räumlichen Treibsel- 

dokumentationen nach zwei Sturmfluten für den gesamten Betrachtungsraum ermittelt 

werden. Die Treibseldokumentation sowie die Aufbereitung dieser Daten für die Auswertung 

bezüglich des Treibselaufkommens sind Gegenstand dieses Teilprojektes. 

4.2 BESCHREIBUNG DES AKTUELLEN ZUSTANDES UND DER 

ENTWICKLUNG DER AUSSENDEICHSFLÄCHEN 

4.2.1 FESTLANDSKÜSTE 

Der im Rahmen dieses Projektes betrachtete Raum wird in die Teilräume „Festlandsküste” 

und „Ästuare” unterteilt (vgl. Kap. 3.2). In den folgenden Unterkapiteln wird der aktuelle 

Zustand für die Festlandsküste beschrieben. 

4.2.1.1 AKTUELLER NATURSCHUTZRECHTLICHER STATUS 

Der bei weitem überwiegende Teil der Festlandsküste ist Teil des Nationalparks 

Niedersächsisches Wattenmeer. Der Nationalpark beginnt in der Regel am seeseitigen Fuß 

des Hauptdeiches und umfasst somit quasi alle Vorland-/Salzwiesenbereiche, von 

kleinräumigen Ausnahmen im Umfeld von Häfen abgesehen. Weitere Angaben zu 

Ausdehnung, Schutzstatus und Schutzziel lassen sich dem Nationalparkgesetz (NWattPG) 

entnehmen. Teile des Wattenmeeres, die nicht zum Nationalpark gehören, befinden sich bei 

Emden und Wilhelmshaven (im Bereich der landseitigen Vorrangebiete für 

Hafenentwicklung) sowie im Bereich der Seeschifffahrtsstraßen von Außenelbe, 

Außenweser und Außenems. 

Der Nationalpark hat ferner den Status eines Europäischen Vogelschutzgebietes (V01- 

Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer) sowie eines 

Schutzgebietes nach FFH-Richtlinie und ist somit Teil von NATURA 2000, dem Netzwerk 

europäischer Schutzgebiete. 

Als weitere Schutzgebietskategorie befinden sich die Außendeichsflächen in dem seit 1992 

anerkannten UNESCO-Biosphärenreservat Niedersächsisches Wattenmeer. Das 

Schutzgebiet ist so konzipiert, dass die Flächen, welche Nationalparkstatus aufweisen, als 

Kern- und Pflegezone definiert sind, während die sich landwärts anschließenden 

Binnendeichsflächen die Entwicklungszone umfassen, in der Modellprojekte für eine 

nachhaltige wirtschaftliche und soziale Entwicklung umgesetzt werden können. Ferner hat 

die UNESCO im Jahr 2009 das Wattenmeer (inkl. der Vorlandflächen) als Weltnaturerbe 

anerkannt. 

Neben den genannten naturschutzrechtlich festgelegten Gebieten kommen im 

Betrachtungsraum gesetzlich geschützte Biotope vor, die im Bundesnaturschutzgesetz in 

§ 30 BNatSchG definiert werden und aufgrund ihrer besonderen Bedeutung einem 

Zerstörungs- und Beeinträchtigungsverbot unterliegen. Als geschützte Biotoptypen der 

Vorländer der Festlandsküste werden Salzwiesen, Wattflächen, Küstendünen und 



Strandwälle, Moore sowie Röhrichte genannt. Somit besitzt der überwiegende Anteil der 

Vorlandflächen (intensiv genutzte Wirtschaftsgrünländer ausgenommen) einen gesetzlichen 

Schutzstatus. 

4.2.1.2 AKTUELLE VORLANDGRÖSSEN 

Die aktuellen Größen der Vorländer der Festlandsküste (Stand: 2004; ohne Hafenbereiche) 

wurden aus den GIS-Daten der TMAP-Vegetationskartierung der Nationalparkverwaltung 

abgeleitet. Die Vorländer der niedersächsischen Festlandsküste haben aktuell eine 

Ausdehnung von ca. 7.900 ha. Hiervon sind rund 1.450 ha (knapp 20 %) von 

Sommerdeichen umgeben. 

4.2.1.3 ENTWICKLUNG DER VORLANDGRÖSSEN 

Die Entwicklung der Größe der Vorländer des Nationalparks für den Zeitraum 1966-1997 

wird in BUNJE & RINGOT (2003) ausführlich beschrieben. 

BUNJE & RINGOT (2003) dokumentieren die Flächenentwicklung der Salzwiesen des 

Nationalparks im Zeitraum 1966 bis 1997 aufgrund von Luftbildauswertungen. In diesem 

Zeitraum ist die Salzwiesenfläche an der Festlandsküste um ca. 1.400 ha gewachsen, auf 

den Inseln um ca. 1.000 ha. 

Die Autoren zeigen die Entwicklung für die einzelnen Küstenabschnitte. Es ist ersichtlich, 

dass der Zuwachs auf den Inseln überwiegend natürlichen Ursprungs ist (Wachstum der 

Ostenden der Inseln). An der Festlandsküste hingegen war das Flächenwachstum 

überwiegend Folge von Küstenschutzmaßnahmen (Lahnungsbau, Verlandung, der Leybucht 

infolge des Baus der „Leybuchtnase”). 

Für die Wurster Küste sowie die Nordküste Butjadingens existiert ferner mit der „Digitalen 

Aufbereitung von Unterlagen zur Vegetationsentwicklung des Vorlandes an Unter- und 

Außenweser seit ca. 1950 [bis 2002]” (KÜFOG 2005) eine weitere Quelle. So hat an der 

Wurster Küste zwischen Weddewarden und Spieka-Neufeld von 1952/53 bis 2002 eine 

Landzunahme von 3 % (ca. 25 ha) stattgefunden. Von 1991 bis 2002 hat sich die 

Außendeichsfläche dabei um 0,3 ha vergrößert. Die größte Zunahme der Außendeichsfläche 

fand im Norden des Gebietes zwischen 1952/53 und 1975 statt und ist auf 

Landgewinnungsmaßnahmen zurückzuführen. Im Bereich Tettenser Plate/Langlütjen II hat 

sich die bewachsene Außendeichsfläche zwischen 1952 und 2002 ebenfalls vergrößert, 

wobei die stärkste Zunahme (ca. 26 ha) zwischen 1952 und 1962 stattgefunden hat. Diese 

Angaben decken sich in ihrer Tendenz mit denen von BUNJE & RINGOT (2003), wenn auch 

die von KÜFOG (2005) angegebenen Zahlen niedriger sind. Denkbare Ursache für die 

Differenzen ist eine unterschiedliche Definition der Grenze des Übergangs von der 

Pionierzone zur Salzwiese, also der Grenze, ab der neuer Anwachs tatsächlich als Vorland 

angesehen wird. 



4.2.1.4 AKTUELLER ZUSTAND DES BODENS 

Die Kenntnis der Bodenverhältnisse ist von Bedeutung, um die in den 

Untersuchungsgebieten gewonnenen Erkenntnisse auf weitere Bereiche des 

Betrachtungsraumes übertragen zu können. 

Bodenkundliche Informationen (Stand 2007) wurden dem Projekt vom MU als GIS-Daten der 

Bodenkarte 1:25.000 und der Boden-Übersichtkarte 1:50.000 zur Verfügung gestellt. Die 

Karten decken die überwiegenden Teile des Betrachtungsraumes ab. Die Vorlandflächen der 

„Festlandsküste” für die Bereiche der Topographischen Kartenblätter (Maßstab 1:25.000) 

2117 „Cuxhaven West“, 2118 „Cuxhaven“, 2212 „Spiekeroog“, 2213 „Wangerooge“, 2214 

„Mellum“ und 2308 „Juist Ost“ sind durch die Bodenkarte (1:25.000) nicht abgedeckt, wobei 

diese Kartenblätter meist nur geringe Vorlandflächen abbilden. 

Im Bereich der Elbmündung (nordöstlich von Sahlenburg), der hier als Teil der 

Festlandsküste aufgefasst wird (vgl. Kapitel 3.2), sind zudem Daten zu Bodentypen und 

weiteren Bodenparametern aus den Antragsunterlagen für die Fahrrinnenanpassung der 

Unter- und Außenelbe (WSA HH 2007) flächendeckend digital verfügbar. 

Überwiegend sind die Böden der Vorländer semiterrestrische Böden im Anschluss an die 

semisubhydrischen Böden des Watts. Der Übergang zu den terrestrischen Böden wird in der 

Regel durch die Deichlinie unterbrochen. Marschböden durchlaufen einen Reifungsprozess 

von der Rohmarsch bis zur Knickmarsch, der im Wesentlichen durch den Prozess der 

Entkalkung gesteuert wird. In den Vorlandflächen der Festlandsküste sind verschiedene 

Entwicklungsstufen der Marschenböden zu finden. 

Vorländer auf reinem Hochmoorboden befinden sich (im Verhältnis zur Gesamtküste äußerst 

kleinflächig) im Sehestedter Außendeichsmoor. Kleinere Vorlandflächen überschneiden sich 

ebenfalls in diesem Bereich mit Moormarschen. Auftragsböden und somit anthropogene 

Böden sind als aufgespülte Flächen im Umfeld der Sielhäfen Ostfrieslands vorhanden. Sie 

nehmen ebenfalls eine sehr untergeordnete Flächengröße ein. 

4.2.1.5 AKTUELLE LANDNUTZUNG 

Die Landnutzung basiert auf verschiedenen, im Folgenden aufgeführten Datenquellen sowie 

eigenen Erhebungen. 

Flächenscharfe Angaben zur Nutzung im Maßstab 1:5.000 liegen als GIS-Daten für das 

Norderland (Abgrenzung beweideter Flächen sowie Zahlen zum Viehbesatz, vgl. NLWKN 

NOR 2003) sowie für den größten Teil der Vorländer des Jadebusens (Abgrenzungen, 

Nutzungsart sowie Angaben zu Zeitpunkt und Häufigkeit der Mahd und Viehbesatz) vor. 

Punktuell – so zum Beispiel im Bereich des Westerneßmerheller - wurden die 

Nutzungsangaben auf Plausibilität überprüft und ggf. nachkartiert. 

Für den restlichen Abschnitt der Festlandsküste zwischen Ems und Weser sind die 

genutzten Bereiche und die vertraglich vereinbarten Nutzungsintensitäten aufgrund einer 

eigens durchgeführten Kartierung und Gesprächen mit Mitarbeitern der 

Nationalparkverwaltung im Wesentlichen bekannt. Die Außendeichsflächen an der 



Festlandsküste zwischen Ems und Weser befinden sich im Eigentum des Landes, weshalb 

die Domänenverwaltung für die Vergabe von Nutzungsrechten zuständig ist. 

Die aktuelle Landnutzung für den Küstenabschnitt zwischen Weser und Elbe konnte für den 

überwiegenden Teil der Flächen von der Nationalparkverwaltung abgefragt werden. Da sich 

in diesem Abschnitt jedoch viele Flächen im Privateigentum befinden, sind die 

Nutzungsinformationen im Vergleich zu den landeseigenen Flächen nicht derart detailliert. 

Tabelle 1 fasst die aktuellen Landnutzungsintensitäten zusammen. Die Daten stammen 

aufgrund der unterschiedlichen Quellen aus unterschiedlichen Jahren zwischen 2002-2007. 

Tabelle 1: Aktuelle Landnutzung (inkl. Sommerpolder) 

Quelle: Nationalparkverwaltung Wilhelmshaven, NLWKN NOR (2003), eigene Erhebungen 


Landnutzung Flächengröße Flächenanteil 

Brache 4.045 ha 51 % 

Extensive Nutzung 1.079 ha 14 % 

Intensive Nutzung 2.453 ha 31 % 

Sonstige Nutzung 306 ha 3 % 

Nutzung unbekannt 28 ha < 1 % 

Summe 7.911 ha 100 % 

Die Tabelle zeigt, dass etwa die Hälfte der Vorländer ungenutzt ist. Der Anteil extensiv 

genutzter Vorlandflächen beträgt etwa 14 %. Unter dieser Nutzungsintensität sind alle 

Weiden mit einer Besatzdichte von 0,5-0,8 Rindern/ha, extensiven Schafweiden und 

gemähte Vorlandflächen (i.d.R. nach dem 1. Juli, ohne Nachweide) geführt. Intensive 

Landnutzung findet auf 31 % der Flächen statt und beinhaltet alle Weiden mit Besatzdichten 

von einem bis 1,5 Rindern pro Hektar, intensiven Schafweiden sowie die intensiv genutzten 

Sommerpolderflächen. Ohne Berücksichtigung der Sommerpolderflächen ist das Verhältnis 

des Anteils von extensiv zu intensiv genutzten Flächen etwa gleich (vgl. Tabelle 2). Unter 

„Sonstige Nutzung“ fallen touristische oder hafenwirtschaftliche Nutzungsformen außerhalb 

der Landwirtschaft. 

Ob eine Beweidung mit einem Besatz von 1-1,5 Rindern/ha einer intensiven Nutzung 

zuzuordnen ist, kann diskutiert werden. Aus Gründen der Vergleichbarkeit mit Daten aus 

vorherigen Jahren wurde hier die Definitionen nach KEMPF et al. (1987) und BUNJE & ZANDER 

(1999) (vgl. Kapitel 4.2.1.6) zugrunde gelegt. Nach der Definition von BAKKER et al. (2005: 

169) (vgl. Kapitel 7.3.2) und den im Rahmen dieses Projektes gewonnenen Ergebnissen, 

sind diese Beweidungsintensitäten, aufgrund der resultierenden heterogenen 

Vegetationsstruktur, einer extensiven Nutzung zuzuordnen. Nach dieser Definition liegt der 

Anteil extensiver Nutzung bei 25 % und der intensiver Nutzung bei 20 %, von denen etwa 

86 % auf die Sommerpolderflächen entfallen. 

Die dargelegte Flächenstatistik beinhaltet die Sommerpolder an der Festlandsküste. Diese 

sind zu 95 % landwirtschaftlich intensiv genutzt.


Einen aktuellen Vergleich der landwirtschaftlichen Nutzung von Salzwiesen (ebenfalls 

inklusive der Flächen mit Sommerdeichen) zwischen den Wattenmeer-Anrainerstaaten 

liefern BAKKER et al. (2005). Es existieren regionale Unterschiede in der Nutzungsart und 

-intensität. Während in den Niederlanden und in Niedersachsen traditionell überwiegend 

Rinder als Weidetiere zum Einsatz kommen, sind es in Schleswig-Holstein Schafe. Mahd 

wird an der Festlandsküste des Wattenmeeres nur in den Landkreisen Wesermarsch und 

Friesland (im Bereich des II. u. des III. Oldenburgischen Deichbandes) sowie in Dänemark 

durchgeführt. Der Anteil an ungenutzten Flächen ist in Niedersachsen mit etwa 50 % am 

höchsten; in Schleswig-Holstein und Dänemark liegt etwa ein Drittel der Festland-Salzwiesen 

brach, während es in den Niederlanden nur 20 % sind. 

4.2.1.6 ENTWICKLUNG DER LANDNUTZUNG 

Über die historische Nutzung von Salzwiesen durch die Landwirtschaft bestehen durchaus 

unterschiedliche Ansichten. Nach holländischen Autoren werden Salzwiesen traditionell 

landwirtschaftlich genutzt. Bereits mit der Gründung der ersten Siedlungen im Küstenbereich 

um 2700-2300 vor heute kam es nach ihren Angaben zur Beweidung der Salzwiesen durch 

Haustiere; für die Zeit 1900-1700 vor heute (Römische Kaiserzeit) wird eine rekonstruierte 

Beweidungsdichte von einem Rind pro Hektar angegeben (MIEDEMA 1983 in: ESSELINK 

2000). BAKKER et al. (1997) kommen aufgrund der nur geringen fossilen Funde von 

beweidungsempfindlichen Arten wie Atriplex portulacoides (Salz-Melde), Artemisia maritima 

(Strand-Beifuß) und Elytrigia atherica (Strand-Quecke) zu dem Schluss, dass die Beweidung 

früherer Zeiten bereits so intensiv war, dass um 2000 vor heute keine ursprünglichen 

Salzwiesen an den Festlandsküsten mehr vorhanden waren. 

Dem stehen Überlegungen entgegen, die auch bei der Salzwiesennutzung in heutiger Zeit 

von Bedeutung sind. So ist beispielsweise die Verfügbarkeit von nicht salzigem 

Tränkewasser in den Salzwiesen sehr eingeschränkt. Der Transport von Süßwasser (per 

Leitung oder anders) ist in unwegsamem Gelände aufwendig, wenngleich die Anlage von 

Warften mit Süsswasserteichen (Fethinge) möglich war und ist. Allerdings war die Zahl der in 

früheren Zeiten pro Hofstelle gehaltenen Tiere im Vergleich zu heute sehr gering. Somit war 

auch der Verlust einzelner Tiere durch höhere Fluten für die Landnutzer ungleich schwerer 

wiegend als heute. Dies spricht dafür, dass vor allem die siedlungsnahen bzw. 

hofstellennahen Salzwiesenbereiche relativ intensiv genutzt gewesen sein mögen, mit 

zunehmender Entfernung die Nutzungsintensität aber eventuell stark abnahm. 

Wahrscheinlich kann also gesagt werden, dass es in früheren Zeiten (wie heute) keine 

einheitliche Nutzung der Salzwiesen gab. Hier sind verschiedene räumliche (regionale 

Unterschiede, Unterschiede mit Entfernung zur Hofstelle, lokale Erreichbarkeit) und zeitliche 

(Besiedlungsschübe) Ebenen zu betrachten. Die Nutzung könnte sich also durchaus als 

Nutzungsmosaik dargestellt haben. 

In den letzten Jahrzehnten kam es in großen Bereichen der Salzwiesen des Wattenmeeres 

zur Aufgabe der landwirtschaftlichen Nutzung. In den Niederlanden erfolgte die 

Nutzungsaufgabe meist aus mangelndem Interesse seitens der Landwirtschaft (BAKKER et 

al. 1993, DIJKEMA & WOLFF 1983), in der Bundesrepublik Deutschland hingegen aus 



Gründen des Naturschutzes im Zuge der Etablierung und Ausgestaltung der Wattenmeer- 

Nationalparke ab Mitte der 1980er Jahre (STOCK et al. 1997, STOCK & KIEHL 2000, 

WESEMÜLLER & LAMP 1987). In Niedersachsen erfolgten Naturschutzbemühungen bereits vor 

Einrichtung des Nationalparks. So sind beispielsweise die von der Domänenverwaltung im 

damaligen Regierungsbezirk Weser-Ems angelegten Mittelgräben zur Trennung genutzter 

und ungenutzter Bereiche älter als der Nationalpark. Auch tragen in Niedersachsen der 

Strukturwandel in der Landwirtschaft (Rückgang der Pensionsviehhaltung) sowie 

Kompensationsmaßnahmen für Deichbauten zu einem Rückgang der landwirtschaftlich 

genutzten Salzwiesenfläche bei. In den letzten Jahren führt allerdings ein zunehmender 

Bedarf an landwirtschaftlichen Nutzflächen aufgrund der Entwicklungen im Bereich 

Bioenergiegewinnung sowie durch die Umstellung von Prämienzahlungen im Zuge der EU- 

Agrarreform wiederum zu einem gesteigerten Nutzungsinteresse der Vorlandflächen. 

Bei der Integration von Salzwiesen als bewirtschaftete Flächen in den Ablauf moderner, 

rationell arbeitender landwirtschaftlicher Betriebe können Probleme auftreten, da diese 

Flächen, z.B. aufgrund ihrer Überflutungsgefährdung, einen hohen Betreuungsaufwand 

erfordern. Das Interesse von Seiten der Landwirte an einer Nutzung ist dementsprechend 

nicht überall gegeben. So ist beispielsweise aus den Bereichen der ostfriesischen Küste 

stark nachlassendes Interesse zu verzeichnen, in den dortigen jungen Ackermarschen gibt 

es praktisch keine Viehhalter mehr. In der Wesermarsch hingegen besteht offenbar höheres 

Interesse an der Nutzung. Die von der Domänenverwaltung den Landwirten unter Auflagen 

pachtfrei zur Nutzung überlassenen Flächen werden hier auch tatsächlich genutzt, obwohl 

eine Nichtnutzung für den Nutzer keine direkten finanziellen Einbußen zur Folge hätte. Die 

Salzwiesenvegetation wird als zwar wenig proteinhaltiges, gleichwohl als hochwertiges 

Futter geschätzt. Zur Heugewinnung genutzte Flächen dienen in trockenen Sommern wie 

2003 als Futterreserve. 

Wie sich das Interesse der Landwirte bei Einführung einer Pachtgebühr entwickeln würde, 

bleibt Spekulation. Bei der realen Flächennutzung spielt sicher auch eine Rolle, ob die 

Außendeichsflächen für die Bemessung der Flächenprämien herangezogen werden und wie 

stark die jeweils zuständigen Deichbände sich aus Gründen der Treibselreduzierung für die 

Durchführung erlaubter Nutzungen einsetzen. Die Auswirkungen des Strukturwandels in der 

Landwirtschaft auf die Nutzung der Salzwiesen sind deshalb nicht eindeutig zu 

prognostizieren. 

Für die niedersächsische Festlandsküste ist in nachfolgender Tabelle 2 die Entwicklung der 

Nutzungsanteile für den Zeitraum seit 1987 dargestellt. Frühere Angaben sind nicht 

verfügbar. Es ist zu beachten, dass die ausgewerteten Quellen nicht auf einer einheitlichen 

Kartengrundlage beruhen. Die Zahlen sind somit in ihrer Absolutheit nicht völlig kompatibel, 

in ihrer Tendenz aber sicherlich aussagekräftig. Die Sommerpolder sind in diesen Zahlen 

nicht mehr enthalten, da sich an ihrer Nutzung in den vergangenen Jahren wenig geändert 

hat; sie werden nach wie vor zu fast 100% landwirtschaftlich genutzt (2004: 98 %). 

Ferner ist bei dem Vergleich der Landnutzungsintensität die Definition der jeweiligen 

Nutzungsstufen zu berücksichtigen. Die Autoren KEMPF et al. (1987) und BUNJE & ZANDER 

(1999) definieren in ihren Auswertungen die Nutzungsklassen wie folgt: 



Extensiv: Eingeschränkt genutzte Salzwiesen mit weniger als 1 Rind oder 3 Schafen 

(einschl. Lämmern) pro Hektar oder einmalige Mahd nach dem 1. Juli ohne 

Nachweide. 

Intensiv: Beweidung mit 3-6 Schafen/ha oder 1-1,5 Rindern/ha; Mahd vor dem 1. Juli; 

Umtriebsweide mit kurzfristig stark erhöhtem Besatz; Mehrfachnutzung. 

Sehr intensiv: Beweidung mit mehr als 6 Schafen/ha oder mehr als 1,5 Rindern/ha; 

Mehrfachmahd, Düngung; Umtriebsweide mit hohem Besatz. 

Somit entsprechen sich die Definitionen zur Landnutzungsintensität der genannten Autoren 

mit der im Kapitel 4.2.1.5 aufgeführten Definition weitestgehend. Allerdings ist bei dem 

vorliegenden Datensatz (2003) der Mahdzeitpunkt nicht bekannt, weshalb hier zwischen 

extensiver und intensiver Sommermahd nur anhand von Nachweide unterschieden werden 

kann. 

Tabelle 2: Entwicklung der Nutzungsanteile der Vorländer (ohne Sommerpolder) an der 

niedersächsischen Festlandsküste im Zeitraum 1987-2003 

Quelle: KEMPF et al. (1987), BUNJE & ZANDER (1999), s. Kap. 4.2.1.5 (2003) 

1987 1994 2003 

Intensiv genutzt 24 % 17 % 17 % 

Extensiv genutzt 28 % 31 % 17 % 

Ungenutzt 42 % 48 % 61 % 

Summe genutzt 58 % 52 % 34 % 

Demnach hat der Anteil der ungenutzten Flächen von 42 % auf 61 % deutlich zugenommen. 

Diese Zunahme lässt sich zu einem Teil dadurch erklären, dass neu entstehender Anwachs 

(z.B. großflächig in der Leybucht) die ungenutzten Flächen vergrößert, ohne dass die 

genutzten Flächen (in ihrer absoluten Größe) kleiner werden. 

Die Anteile extensiv und intensiv genutzter Flächen sind im Jahr 2003 etwa gleich groß. Der 

Unterschied des Verhältnisses von extensiver zu intensiver Nutzung im Vergleich zur Tabelle 

1 ergibt sich durch die Berücksichtigung der Sommerpolderflächen, welche in der Tabelle 2 

aus Gründen der Vergleichbarkeit mit den Daten von KEMPF et al. (1987) und BUNJE & 

ZANDER (1999) nicht mit einbezogen wurden. 

4.2.1.7 AKTUELLE VEGETATION 

Für die Festlandsküste liegen flächenscharfe digitale Aussagen zur aktuellen Vegetation des 

gesamten Nationalparks auf dem Stand von 2004 in Form von GIS-Daten vor 

(Nationalparkverwaltung 2006). Diese Kartierung wurde im Rahmen des Trilateralen 

Wattenmeer-Monitorings der Anrainerstaaten Dänemark, Deutschland und der Niederlande 

erhoben (Trilateral Monitoring and Assessment Programm, TMAP). 



Die Vegetation der unbedeichten Flächen kann anhand ihrer Höhenlage und 

Überflutungshäufigkeit in unterschiedliche Zonen eingeteilt werden. Ihre Anteile können 

folgender Tabelle 3 entnommen werden. 

Tabelle 3: Flächenanteil unterschiedlicher Vegetationszonen an der niedersächsischen 

Festlandsküste (inkl. Sommerpolder) 

Quelle: eigene Auswertung der TMAP-Kartierung 2004 der NLP-V 


Vegetationszone Flächenanteil Flächengröße 

Küstenwatt 2 % 140 

Pionierzone 9 % 724 

Untere Salzwiese 21 % 1.649 

Obere Salzwiese 38 % 2.979 

Röhricht 5 % 410 

Grünland 20 % 1.590 

Sonstige Vegetationszone 3 % 212 

Unbekannt 3 % 207 

Summe 100 % 7.911 ha 

Zur Erläuterung sei angemerkt, dass die untere Salzwiese die „Salzwiese im engeren Sinne” 

darstellt; hier finden sich Arten wie Andelgras, Rotschwingel, Strandflieder, Strandaster etc. 

Die Pionierzone wird stark vom Queller und dem Schlickgras dominiert, während in der 

oberen Salzwiese oft Queckenbestände vorherrschen und die Salzarten bereits in den 

Hintergrund treten. Die Ausprägung der Zonierung auf einem bestimmten Standort ist von 

Höhenlage, Überflutungshäufigkeit und Landnutzung abhängig. 

Der Röhrichtanteil der Außendeichsflächen der Festlandsküste ist relativ gering, da die 

Röhrichte auf die von Brackwasser beeinflussten Bereiche beschränkt bleiben. Sie würden 

sich somit landseitig an die obere Salzwiese anschließen und so den Übergang zu den 

frischwassergeprägten Biotopen des Binnenlandes bilden. Dieser Übergangsbereich ist 

jedoch durch die Deichlinie als harte Grenze in der Regel nicht mehr vorhanden. Deshalb 

treten Röhrichte hauptsächlich im Dollart sowie an der Butjadinger und der Wurster Küste in 

Erscheinung, wo durch das einströmende Wasser von Weser bzw. Ems weniger salzige 

Verhältnisse herrschen. 

Die Sommerpolder sind aufgrund ihrer bereits relativ hohen Geländelage und ihrer Nutzung 

von Wirtschaftsgrünländern dominiert, die überwiegend nur wenige Salzarten beherbergen. 

Unter die Kategorie „Sonstige Vegetationszonen“ fallen neben Hoch- und Niedermooren 

auch Dünenvegetationskomplexe. 

4.2.1.8 ENTWICKLUNG DER VEGETATION 

Ein flächendeckender Vergleich des Zustandes der Vegetation vor zehn oder 20 Jahren mit 

dem heutigen für die gesamte Festlandsküste ist nicht möglich, da die TMAP-Kartierung des 

Jahres 2004 zwar qualitativ hochwertig ist, die vorhergehenden Kartierungen (z.B.


Biotoptypenkartierung NLP-V 1997) jedoch inhaltlich wie auch qualitativ dieses Niveau nicht 

erreichen. Die Vegetationsentwicklung wurde nur in Teilgebieten genauer untersucht, dies 

betrifft im Wesentlichen die Leybucht (ARENS 2005) oder die Röhrichtentwicklung an der 

Wurster Küste und im Bereich Tettenser Plate/Langlütjen II zwischen ca. 1950 und 2002, die 

in KÜFOG (2005) beschrieben wird. 

Die Entwicklung einiger ausgewählter Vegetationstypen ist in Tabelle 4 dargestellt. 

Es ist zu erkennen, dass die Vegetationstypen, die nach bisherigem Wissensstand einen 

hohen Anteil an der Treibselproduktion haben, heute größere Flächenanteile einnehmen als 

Mitte der 1990er Jahre. Hierin spiegeln sich nach ARENS (2005) sowohl 

Nutzungsänderungen als auch Sukzessions- und Auflandungsprozesse wider. Ob die 

dargestellte Entwicklung in der Leybucht ebenfalls für die restlichen Küstenabschnitte zutrifft, 

kann gegenwärtig noch nicht beurteilt werden. Der Flächenanteil im Jahr 2004 liegt jedoch in 

der Leybucht in einer ähnlichen Größenordnung wie an der gesamten Küste (Tabelle 4). 

Tabelle 4: Entwicklung der Flächenanteile der Vegetationstypen mit vermutetem starkem 

Anteil an der Treibselproduktion in der Leybucht im Zeitraum 1995-2004 

Quelle: nach Angaben in ARENS (2005) 

Vegetationstyp nach 

ARENS (2005) 

dominante Arten Flächenanteil 1995 Flächenanteil 2004 

Atriplicetum littoralis Melden 0,25 % 5,40 % 

Halimionietum 

portulacoidis 

Portulak-Keilmelde 

(= Strandsalzmelde) 

0,01 % 0,01 % 

Agropyretum Quecken 8,59 % 25,96 % 

Astero-Phragmitetum 

australis 

Schilf 0,11 % 0,30 % 

Summe 8,95 % 31,68 % 

Ferner tragen die röhrichtbildenden Arten einen erheblichen Teil zum Treibselaufkommen 

bei, wenn dies an der Festlandsküste auch ein lokales Problem ist. Zur Entwicklung der 

Röhrichtbestände an der Küste liegen für die Wurster (Weddewarden bis Spieka-Neufeld) 

und die Butjadinger Küste Auswertungen vor (KÜFOG 2005). 

Die Ufervegetation an der Wurster Küste im Vergleich der Jahre 1952/53 bis 2002 hat eine 

zurückweichende Tendenz. War zwischen den 1950er Jahren und 1991 ein Anstieg um 

1,8 ha Röhrichtfläche zu verzeichnen, so nahm diese um das gleiche Maß bis 2002 wieder 

ab und befindet sich somit annähernd auf dem Stand von 1952/53. Als mögliche Gründe 

hierfür wird die windexponierte Lage dieses Küstenabschnitts, der schnelle 

Meeresspiegelanstieg und in Teilen auch der Fahrrinnenausbau der Weser genannt 

(KÜFOG 2005). 

Für den ebenfalls untersuchten Küstenbereich Tettenser Plate/Langlütjen II wird hingegen 

eine Zunahme der Röhrichtbestände verzeichnet. An der Tettenser Plate nahmen die 

Röhrichtbestände von 1952 bis 2002 um 32 ha zu. Infolge von Geländeerhöhung verdrängte 

dabei das Schilf die übrigen Brackwasser-Röhrichte, welche 2002 nur noch einen schmalen 

Saum vor dem Schilf-Röhricht ausbildeten. Mit Einstellung von landwirtschaftlicher Nutzung 



wurde eine Ausbreitung von Schilf-Röhricht auch in brachliegende Grünlandflächen 

beobachtet. An Standorten mit geringerer Bodenfeuchte nahmen stellenweise Quecke 

(Elymus repens) und Rohr-Schwingel (Festuca arundinacea) einen hohen Anteil ein (ebd.). 

4.2.1.9 ENTWICKLUNG VON TREIBSELMENGEN UND ENTSORGUNGSKOSTEN 

Der Abschlussbericht der Arbeitsgruppe zum Treibselproblem (AG TREIBSEL 1996) nennt 

Treibselmengen für viele (aber nicht alle) niedersächsische Deichverbände aus den Jahren 

1975-1995. 

Der Wasserverbandstag hat die Entsorgungskosten aller niedersächsischen 

Hauptdeichverbände zwischen 1995 und 2010 in einer Tabelle aufgelistet und dem Projekt 

zur Verfügung gestellt. 

Ferner führen einige Deichverbände eigene Statistiken über die in seinem Verbandsgebiet 

angefallenen Treibselmengen und Entsorgungskosten. Diese liegen dem Projekt für den 

III. Oldenburgische Deichband (1992–2004) und dem Deichverband Land Wursten (1980– 

2008) vor. 

Die Entwicklung der Treibselmengen in m³ für den Zeitraum 1994/95-2009/10 zeigt 

Abbildung 5. Zum Vergleich sind neben den Treibselmengen der Festlandsküste auch die 

der Ästuare dargestellt. Deutlich wird, dass das Treibselaufkommen in den Ästuaren 

gegenüber dem der Festlandsküste überwiegt. Die Entwicklungen laufen weitgehend 

parallel: in Jahren mit hohem Treibselanfall in den Ästuaren kam es auch zu einem hohen 

Treibselanfall an der Festlandsküste. 

Die Entsorgungskosten steigen proportional mit der Entsorgungsmenge an und belaufen sich 

an der Festlandsküste auf durchschnittlich 234.000 € jährlich. Während der Sturmflutsaison 

1995/96 fielen im genannten Zeitraum die geringsten Entsorgungskosten von 29.000 € an, 

während der finanzielle Maximalaufwand in der Saison 2007/08 mit mehr als 1.989.000 € zu 

Buche schlug. 



Entsorgtes Treibsel (m³) 

180.000 

160.000 

140.000 

120.000 

100.000 

80.000 

60.000 

40.000 

20.000 

0 

Sturmflutsaison 

Festlandsküste Ästuare 

Abbildung 5: Entsorgte Treibselmengen (m³) an der niedersächsischen Hauptdeichlinie der 

Festlandküste (grün) sowie zum Vergleich der Ästuare (grau) 

Zahlen nach Angaben der Deichverbände, ohne NLWKN. 

Die Mengen des II. Oldenburgischen Deichbandes wurden zu gleichen Anteilen auf beide Kategorien 

(Festlandsküste/Ästuare) aufgeteilt. Die Mengen des Deichverbandes Rheider Deichacht wurden dem 

Ästuar zugerechnet, da der Großteil des Verbandgebiets an die Ems angrenzt. Der I. Oldenburgische 

Deichband hat die Entsorgungsmenge in Tonnen gemeldet, so dass die Werte aufgrund der 

Vergleichbarkeit nicht berücksichtigt werden können. 

4.2.2 ÄSTUARE VON ELBE, WESER UND EMS 

Der im Rahmen dieses Projektes betrachtete Raum wird in die Teilräume „Festlandsküste” 

und „Ästuare” unterteilt (vgl. Kap. 3.2). In den folgenden Unterkapiteln wird der aktuelle 

Zustand für die Ästuare beschrieben. 

Die Recherchearbeiten für die Darstellung des aktuellen Zustandes sowie der Entwicklung 

von Außendeichsflächen im Bereich der Ästuare sind im Vergleich zu denen der 

Festlandküste deutlich aufwendiger, da hier keine einheitliche Datenvorhaltung existiert. 

Grund hierfür ist das Fehlen einer einheitlichen behördlichen Zuständigkeit, wie diese im 

Wattenmeer durch die Nationalparkverwaltung gegeben ist, sowie des sehr 

unterschiedlichen Schutzstatus„ dieser Gebiete. Auch bestehen für die Ästuare keine 

systematischen Dokumentationen von Befliegungen, Kartierungen, landwirtschaftlicher 

Nutzung oder der Entwicklung der Größe der Außendeichsflächen. Dennoch konnten für die 

Vorländer der Ästuare sehr umfangreiche Daten zusammengetragen werden. 

4.2.2.1 AKTUELLER NATURSCHUTZRECHTLICHER STATUS 

Angaben zum naturschutzrechtlichen Status der Außendeichsflächen der Ästuare können 

über die Unteren Naturschutzbehörden der Landkreise sowie das NLWKN bezogen werden. 

Auf dem niedersächsischen Geodatenserver werden die Schutzgebietsgrenzen mit Stand 



von 30.09.2010 zur Verfügung gestellt. Hierbei handelt es sich um rechtskräftig 

ausgewiesene Schutzgebiete der Kategorien Landschafts- und Naturschutzgebiete und 

Natura 2000-Gebiete. Nationalparke kommen im Bereich der Ästuare nicht vor. 

Tabelle 5 umfasst alle Landschafts-, Natur- sowie NATURA 2000-Schutzgebiete, die sich mit 

den Ästuarvorländern überlagern, zusammen. Nicht aufgenommen sind die Schutzgebiete, 

die sich nur auf wenigen Quadratmetern aufgrund von Maßstabsungenauigkeiten mit den 

Vorlandflächen überlagern. 

Tabelle 5: Schutzgebiete der Ästuarvorländer 

Kennzeichen und Name des Schutzgebietes Teilbereich Größe 


Landschaftsschutzgebiete 

Summe: 

164,97 ha 

LSG BRA 024 Warflether Sand / Juliusplate Weserästuar 64,84 ha 

LSG BRA 026 Strohauser Plate Weserästuar 6,29 ha 

LSG STD 017 Lühesand Elbeästuar 93,83 ha 

Naturschutzgebiete 

Summe: 

5390,25 ha 

NSG LÜ 048 Allwördener Außendeich / Brammersand Elbeästuar 505,59 ha 

NSG LÜ 049 Neßsand Elbeästuar 87,52 ha 

NSG LÜ 055 Vogelschutzgebiet Hullen Elbeästuar 91,23 ha 

NSG LÜ 059 Außendeich Nordkehdingen I Elbeästuar 306,88 ha 

NSG LÜ 060 Ostemündung Elbeästuar 84,29 ha 

NSG LÜ 068 Neuenlander Außendeich Weserästuar 16,77 ha 

NSG LÜ 082 Außendeich Nordkehdingen II Elbeästuar 266,24 ha 

NSG LÜ 100 Hadelner und Belumer Außendeich Elbeästuar 731,02 ha 

NSG LÜ 110 Rechter Nebenarm der Weser Weserästuar 266,46 ha 

NSG LÜ 126 Schwarztonnensand Elbeästuar 234,2 ha 

NSG LÜ 169 Asselersand Elbeästuar 307,34 ha 

NSG LÜ 286 Hahnöfersand Elbeästuar 48,26 ha 

NSG WE 219 Petkumer Deichvorland Emsästuar 130,59 ha 

NSG WE 242 Nendorper Deichvorland Emsästuar 104,97 ha 

NSG WE 260 Strohauser Vorländer und Plate Weserästuar 930,46 ha 

NSG WE 263 Juliusplate Weserästuar 61,26 ha 

NSG WE 268 Emsauen zwischen Herbrum und Vellage Emsästuar 686,3 ha 

NSG WE 272 Emsauen zwischen Ledamündung und Oldersum Emsästuar 500,89 ha


Kennzeichen und Name des Schutzgebietes Teilbereich Größe 

FFH-Gebiete 

Summe: 

6356,03 ha 

2018-331 Unterelbe Elbeästuar 3027,47 ha 

2316-331 Unterweser Weserästuar 678,18 ha 

2507-331 Unterems und Außenems Emsästuar 857,87 ha 

2516-331 Nebenarme der Weser mit Strohauser Plate und Juliusplate Weserästuar 969,85 ha 

2517-331 Teichfledermaus-Gewässer im Raum Bremerhaven / Bremen Weserästuar 15,15 ha 

2526-332 Elbe zwischen Geesthacht und Hamburg Elbeästuar 115,25 ha 

2809-331 Ems Emsästuar 692,26 ha 

EU-Vogelschutzgebiete 

Summe: 

7432,07 ha 

DE2121-401 Unterelbe Elbeästuar 2785,45 ha 

DE2609-401 Emsmarsch von Leer bis Emden Emsästuar, Küste 738,67 ha 

DE2617-401 Unterweser Weserästuar 3232,06 ha 

DE2909-401 Emstal von Lathen bis Papenburg Emsästuar 675,89 ha 

Die bei weitem überwiegenden Bereiche der Vorlandflächen aller drei Ästuare sind als 

Schutzgebiete ausgewiesen: Für die Weser beträgt der Flächenanteil mit überlagerten 

Schutzgebieten mindestens einer Kategorie 75 %, im Ästuar der Ems 83 % und an der Elbe 

sogar 91 %. Ein Schwerpunkt des Naturschutzes liegt in den Ästuaren auf der 

unbeeinflussten Entwicklung von naturnahen Lebensräumen sowie dem Erhalt extensiv 

genutzter Biotoptypen. Als Schutzzweck wird häufig die Erhaltung und Entwicklung von 

Nahrungs- und Rasthabitaten für gefährdete und/oder seltene Vogelarten angeführt. 

Die Erklärung von Gebieten zu Europäischen Vogelschutzgebieten ist mit der 

Bekanntmachung des Niedersächsischen Ministeriums für Umwelt und Klimaschutz vom 

28.7.2009 erfolgt. Die FFH-Gebiete sind weitestgehend bereits im Amtsblatt der 

Europäischen Union vom 2.2.2010 bekannt gegeben worden. Eine Ausnahme bildet das 

FFH-Gebiet „Unterems und Außenems“: Diese ist zwar an die EU-Kommission gemeldet, 

aber noch nicht in die Kommissionsliste eingetragen worden. Aktuell hat das 

Verwaltungsgericht Oldenburg am 22.11.2010 eine Klage der Landkreise Emsland und Leer 

und der Stadt Emden sowie der Meyer Werft gegen die Aufnahme des Gebietes „Unterems 

und Außenems" in das europäische Schutzgebietsnetz NATURA 2000 abgewiesen, so dass 

nach Auskunft des Bundesumweltministeriums „die Gemeinschaftsliste der so genannten 

FFH-Gebiete in Deutschland“ bald abgeschlossen werden kann. Die NATURA 2000- 

Gebietskulisse sowie die Abgrenzungen der Gebiete sind somit als weitestgehend 

vollständig anzusehen. Informationen zu den wertgebenden Vogelarten und 

Lebensraumtypen sind ebenfalls auf dem Geodatenserver unter 

http://www.nlwkn.niedersachsen.de verfügbar. 

Das Bundesnaturschutzgesetz definiert in § 30 gesetzlich geschützte Biotope, die aufgrund 

ihrer besonderen Bedeutung einem Zerstörungs- und Beeinträchtigungsverbot unterliegen. 



Als geschützte Biotoptypen der Ästuarvorländer werden alle natürlichen oder naturnahen 

Bereiche fließender Gewässer (z.B. Flusswatt) einschließlich ihrer Ufer und der 

dazugehörigen uferbegleitenden natürlichen oder naturnahen Vegetation bzw. deren 

Verlandungsbereiche sowie alle regelmäßig überschwemmten Bereiche genannt. Ferner 

unterliegen Moore, Sümpfe, Röhrichte, Großseggenrieder, seggen- und binsenreiche 

Nasswiesen dem gesetzlichen Schutzstatus nach BNatSchG. Das niedersächsische 

Ausführungsgesetz zum Bundesnaturschutzgesetz erweitert die Aufzählung in § 24 um 

hochstaudenreiche Nasswiesen. Somit sind abgesehen von ackerbaulich und als 

Intensivgrünland genutzte Bereiche und Gehölzbestände außerhalb der regelmäßig 

überschwemmten Bereiche die überwiegende Anzahl der Biotoptypen der Ästuarvorländer 

gesetzlich geschützt. 

4.2.2.2 AKTUELLE VORLANDGRÖSSEN 

Die aktuellen Größen der Vorlandflächen in den Ästuaren können in einem Geographischen 

Informationssystem (GIS) aus den aktuellen Vegetationskartierungen (Elbe: Stand 

2000/2002 sowie 2005, Ems: Stand 2006/2007/2008, Weser: Stand 2002) abgeleitet werden. 

Es finden sich ferner Angaben in KÜFOG (2005) und BIOS (2005) und WSA HH (2007) 

(Röhrichtentwicklung, andere Unterlagen PFV), die auf Auswertungen der genannten Daten 

beruhen. 

Die aktuellen Vorlandgrößen wurden aus den aktuellen Vegetationskartierungen abgeleitet. 

Hierbei wurden die Röhrichte in Gänze dem Vorland zugerechnet. Eine Berechnung der 

Flächen bis zur Linie des Mittleren Tidehochwassers (entsprechend der Vorlandgrenze in 

Topographischen Karten) war anhand der Vegetationskarten nicht möglich, da diese Linie 

nicht aus der Vegetation abgeleitet werden kann. 

Die betrachteten Vorlandflächen der Ästuare belaufen sich auf insgesamt 9.800 ha. Den 

größten Anteil hat daran das Weserästuar (vgl. Tabelle 6). Die Flächengröße der 

Sommerpolder differiert zwischen den Ästuaren. Für die Ems werden keine genauen 

Angaben gemacht, da hier die Auswertung nicht zu einem abschließenden Ergebnis führte. 

Ein Abgleich mit topographischen Karten zeigt jedoch, dass der Großteil der Vorländer nicht 

von einem Sommerdeich umgeben ist. 

Tabelle 6: Größe der Vorlandflächen der Ästuare von Elbe (exkl. Schleswig-Holstein), Weser 

und Ems 

Quelle: eigene Auswertungen der vorliegenden Vegetationskartierungen 


unbedeicht Sommerpolder Summe 

Elbe 3.086 ha 521 ha 3.607 ha 

Weser 2.415 ha 1.928 ha 4.343 ha 

Ems Keine Auswertung Keine Auswertung 1.874 ha 

Summe 9.824 ha


4.2.2.3 ENTWICKLUNG DER VORLANDGRÖSSEN 

Zur Entwicklung der Vorlandgrößen finden sich Angaben für die Elbe in ARGE Elbe (1984). 

Hier wird der Zeitraum 1896/1905-1981/1982 ausgewertet. Für die Weser wurde im 

„Rahmenkonzept zur Renaturierung der Unterweser und ihrer Marsch” (GLP 1993) die 

Entwicklung der Größe der Vorlandflächen im Zeitraum 1887-1988 dargestellt. KÜFOG 

(2005) und BIOS (2005) liefern Aussagen für den Zeitraum von ca. 1950 bis 2002. 

Für die Ems liegen dem Projekt keine Informationen über die Entwicklung der Vorlandflächen 

vor. 

ELBE 

Die Arge Elbe (1984) legt detaillierte Bilanzen vor für die Entwicklung der Vorlandgrößen am 

(schleswig-holsteinischen) Nordufer und dem (niedersächsischen) Südufer der Elbe im 

Zeitraum 1896/1905-1981/82. Diese sind ferner nach einzelnen Vorlandabschnitten 

aufgeteilt. Die Auswertungen beziehen sich auf den Abschnitt von Cuxhaven bis Hamburg. 

Hiernach hat sich die Größe der Außendeichsflächen auf niedersächsischer Seite im 

angegebenen Zeitraum drastisch verringert. Die Abnahme betrug ca. 74 %, entsprechend 

ca. 11.000 ha. Auf schleswig-holsteinischer Seite war die Entwicklung ähnlich (Abnahme um 

ca. 50 % entsprechend ca. 3.200 ha). Die größte Veränderung ergab sich im Bereich 

Nordkehdingen (zwischen Freiburg und Ostemündung). Allein hier wurde die Größe der 

Vorlandflächen durch Eindeichungen nach der Sturmflut von 1962 um ca. 3.600 ha 

verringert. 

WESER 

Das „Rahmenkonzept zur Renaturierung der Unterweser und ihrer Marsch” (GLP 1993) 

nennt Flächenbilanzen für das Deichvorland der Unterweser zwischen 1887 und 1988. 

Insgesamt wurde demnach die Fläche des Vorlandes um 21 % verringert. Hauptursache 

hierfür war die Eindeichung der südlich von Bremerhaven gelegenen Luneplate. Darüber 

hinaus ist die natürliche Dynamik der Vorlandentwicklung durch den verstärkten Bau von 

Sommerdeichen und die damit verbundene Abnahme unbedeichter Flächen im genannten 

Zeitraum stark eingeschränkt worden. 

Auf der westlichen Weserseite hat es im angegebenen Zeitraum weder eine deutliche Zu- 

noch Abnahme der Vorlandflächengrößen gegeben. Einerseits wurde die Vorlandfläche 

durch das Zusammenkoppeln von Inseln (Sände vor Elsfleth), die Anbindung von Inseln ans 

Festland (z. B. Warflether Arm) sowie durch Verlandungen im Bereich der Seitengewässer 

(z. B. Strohhauser Plate) um 209 ha vergrößert. Deichrückverlegungen trugen nicht zu dieser 

Zunahme bei. Andererseits führten Aufspülungen für Industrie- und Hafenansiedlung (insb. 

Ochtumer Sand) zu einem Verlust von 310 ha Vorland. 

Auf der östlichen Weserseite hingegen hat die Vorlandgröße seit 1887 um fast 30 % 

abgenommen, was vor allem auf die Eindeichung der Luneplate zurückzuführen ist. 

Für die Entwicklung seit 1950 liefert ferner die „Digitale Aufbereitung von Unterlagen zur 

Vegetationsentwicklung des Vorlandes an Unter- und Außenweser seit ca. 1950 [bis 2002]” 



(KÜFOG 2005) punktuelle Angaben. Demnach hat sich zwischen Brake und Motzen die 

Außendeichsfläche um 4 % (26,7 ha) verringert. Dieser Rückgang ist vor allem auf 

wasserbauliche Maßnahmen wie den Bau des Huntesperrwerks mit Verlegung der 

Huntemündung sowie Abdeichung der Westergate zurückzuführen. Nach BIOS (2005) war 

ferner im gleichen Zeitraum am rechten Weserufer zwischen Sandstedt und Bremerhaven 

ein Vorland-Zuwachs um 41 ha festzustellen, am linken Weserufer zwischen Brake und 

Nordenham hingegen eine Abnahme um 8 ha. 

EMS 

Für die Ems liegen dem Projekt keine Informationen über die Entwicklung der Vorlandflächen 

vor. 

4.2.2.4 AKTUELLER ZUSTAND DES BODENS 

Bodenkundliche Informationen (Stand 2007) wurden dem Projekt vom MU als GIS-Daten der 

Bodenkarte 1:25.000 und der Boden-Übersichtkarte 1:50.000 zur Verfügung gestellt. Die 

Karten decken die überwiegenden Teile des Betrachtungsraumes ab. 

Für die Vorlandflächen der Elbe sind zudem flächendeckend Daten zu Bodentypen und 

weiteren Bodenparametern aus den Antragsunterlagen für die Fahrrinnenanpassung der 

Unter- und Außenelbe (WSA HH 2007) digital verfügbar. Des Weiteren wurden die Digitale 

Bodenkarte 1:25.000 und Karten der Biotoptypen zur vorherigen Fahrrinnenanpassung, die 

Digitale Topographische Karte 1:25.000, die Deutsche Bundeswasserstraßenkarte 1:2.000 

und Daten der Beweissicherungsdatenband der WSD Cuxhaven ausgewertet. Die 

Vorlandbereiche der Weser werden durch die vorliegenden Daten vollständig abgedeckt. 

Die Vorlandflächen des Emsästuars für die Bereiche der Topographischen Kartenblätter 

(Maßstab 1:25.000) 2610 „Moormerland“ und 2909 „Rhede“ sind durch die Bodenkarte nicht 

abgedeckt, wobei diese einen vergleichsweise geringen Flächenanteil ausmachen. 

Die Kenntnis der Bodenverhältnisse ist von Bedeutung, um die in den 

Untersuchungsgebieten gewonnenen Erkenntnisse auf weitere Bereiche des 

Betrachtungsraumes übertragen zu können. 

Wie in den Salzwiesen auch, so sind in den Vorländern der Ästuare natürlicherweise 

überwiegend Marschböden zu erwarten. Im Gegensatz zu den von starkem Salzeinfluss 

geprägten Seemarschen handelt es sich hier aber um Brack- bzw. Flussmarschen. 

Kleinräumig sind auch Auenböden zu erwarten, deren Entstehung und Charakteristik 

weniger von den gezeitenbedingten Überschwemmungen als von den jahreszeitlich 

bedingten Hochständen des Oberwassers geprägt sind. In eher kleinräumigen Teilbereichen 

der Ästuarvorländer wurden die Böden durch Sand- und Schlickaufspülungen verändert, so 

dass nun in der Regel sandiger Auftragsboden vorliegt. 

4.2.2.5 AKTUELLE LANDNUTZUNG 

Da in den Ästuaren im Gegensatz zur Festlandsküste kein einheitliches Großschutzgebiet 

mit eigener Verwaltung existiert, gibt es keine Behörde, deren Auftrag es wäre, die aktuelle 



Landnutzung zu dokumentieren. Dementsprechend schlecht bzw. heterogen ist die 

Datenbasis. Verantwortlich hierfür sind 

die fehlende Dokumentation von behördlicher Seite. So existiert für keines der 

Ästuare eine flächendeckende Dokumentation der Landnutzung in den 

Vorlandflächen. 

die zersplitterte behördliche Zuständigkeit (Untere Naturschutzbehörden, 

Domänenverwaltung, Untere Deichbehörden) 

die zersplitterten Eigentumsverhältnisse (privat, Domänenverwaltung, Wasser- und 

Schifffahrtsverwaltung, Hafenbehörden wie bremenports). 

Für die Sommerpolderflächen, für die in der Regel keine Nutzungsangaben vorlagen, wurde 

eine intensive Nutzung angenommen. 

ELBE 

Für die Elbe liegen flächenscharfe Angaben zur aktuellen Nutzung vor. Diese Informationen 

konnte Herr Jürgen Ludwig (Naturschutzstation Unterelbe, Außenstelle des NLWKN 

Betriebsstelle Lüneburg) aufgrund seiner umfangreichen Ortskenntnis mit dem Stand von 

2008 vermitteln. Diese Angaben wurden von planungsgruppe grün in eine Karte umgesetzt 

und beziehen sich auf den Bereich von Otterndorf bis Abbenfleth. Somit liegen 

Nutzungsinformationen für den überwiegenden Anteil der Vorlandflächen der Elbe vor. 

Für die übrigen Abschnitte des Tidebereiches der Elbe (Cuxhaven bis Otterndorf sowie 

Hamburg bis Geesthacht) konnte eine Ableitung der aktuellen Nutzung auf Ebene der 

Nutzungstypen (Acker, Grünland) ferner aus den vorliegenden GIS-Daten über die 

Biotoptypen nach DRACHENFELS (2004) erfolgen (vgl. Abschnitt 4.2.2.7 sowie Tabelle 13). 

Eine Ableitung der Nutzungsintensität ist allerdings nicht möglich. Ungenutzte Flächen ließen 

sich wiederum in einigen Fällen aus dem Auftreten bestimmter Biotoptypen schlussfolgern. 

Tabelle 7 : Flächenanteile landwirtschaftlicher Nutzungen der Vorländer des Elbeästuars (exkl. 

Schleswig-Holstein, inkl. Sommerpolder) 

Quelle: eigene Auswertung der GIS-Daten von WSA HH(2007) 

Landnutzung Flächenanteil Flächengröße 

Brache 33 % 1.188 ha 

Extensive Nutzung 6 % 230 ha 

Intensive Nutzung 52 % 1.858 ha 

Sonstige Nutzung 2 % 72 ha 

Nutzung unbekannt 7 % 259 ha 

Summe 100 % 3.607 ha 

Es werden knapp 60 % der Vorlandflächen landwirtschaftlich genutzt, wobei die Nutzflächen 

überwiegend aus Grünland (Weiden oder Mähwiesen) bestehen. Extensive Nutzungen 

(Mähwiesen ohne Nachbeweidung) erfolgen auf 6 % der Vorlandflächen, intensive 

Nutzungen (Weiden mit Besatzdichten ≥ 1 Rind/Pferd, ≥ 3 Schafen bzw. 1 GV sowie intensiv 



genutzte Mähwiesen, teilweise mit Nachweide). Eine vergleichsweise geringe Fläche von 

58 ha des betrachteten Bereiches wird zum Obstanbau genutzt. Auf niedersächsischer Seite 

wird Obstanbau nördlich der Lühe-Mündung, auf dem Asseler Sand sowie auf einer 

kleineren Fläche bei Krautsand betrieben. 

In den Landkreisen Cuxhaven und Stade sind momentan keine Genehmigungen zur Mahd 

von Röhrichten erteilt (mündliche Auskünfte der UNB‟s). Es findet jedoch kleinflächig nicht 

genehmigte Reet- und Binsengewinnung statt. Im Landkreis Stade ist in der Vergangenheit 

vermutlich eine Nutzung im Flusswatt-Röhricht bei Schwarztonnensand, Asseler Sand und 

Krautsand erfolgt. 

Auf schleswig-holsteinischer Seite werden in Randbereichen der Haseldorfer Binnenelbe, auf 

dem Bishorster Sand, Auberg und Drommel sowie im Bereich Fährmannssand Binsen 

geschnitten. Genehmigungen wurden seitens des Kreises Pinneberg erteilt. Die Nutzung im 

Bereich Fährmannssand wird voraussichtlich reduziert oder aufgegeben, da die Qualität der 

Binsen für eine wirtschaftliche Verwendung als Flechtmaterial nicht mehr ausreichend ist. 

Stattdessen wurde ein Antrag auf Nutzung von Bereichen an der Nordspitze der Inseln 

Auberg/Drommel (südlich Pagensand bzw. Pagensander Nebenelbe) gestellt. 

Ein Drittel des Elbeästuars befindet sich in einem ungenutzten Zustand. Diese ungenutzten 

Bereiche bestehen überwiegend aus Röhrichten. 

WESER 

Für die Westseite der Weser führt der Landkreis Brake (Untere Naturschutzbehörde) ein 

GIS-gestütztes Kataster der Flächen, für die er eine Genehmigung für die winterliche 

Schilfmahd erteilt hat. Weitere Nutzungsinformationen werden dort jedoch nicht vorgehalten. 

Für die Ostseite der Weser konnte H. v. Häfen (Untere Deichbehörde Landkreis Cuxhaven) 

aus seiner Ortskenntnis einen guten Überblick über die Landnutzung geben, die aber 

aufgrund der Größe des Bereiches nicht flächenscharf sein konnte. Ferner wurde im 

Rahmen des Projektes Mitte Mai 2007 eine grobe Nutzungskartierung der nicht von 

Sommerdeichen geschützten Außendeichsflächen der Unterweser zwischen Berne und 

Bremerhaven durchgeführt. 

Für die übrigen Abschnitte des Tidebereiches der Weser (Berne bis Hemelingen sowie 

Sommerpolder) konnte eine Ableitung der aktuellen Nutzung auf Ebene der Nutzungstypen 

(Acker, Grünland) ferner aus den vorliegenden GIS-Daten über die Biotoptypen nach 

DRACHENFELS (2004) erfolgen (vgl. Abschnitt 4.2.2.7 sowie Tabelle 13). Eine Ableitung der 

Nutzungsintensität ist allerdings nicht möglich. 

Es werden etwa 59 % der Vorlandflächen landwirtschaftlich genutzt (Tabelle 8). Extensive 

Nutzungen (Mähwiesen ohne Nachbeweidung) erfolgen auf 12 % der Vorlandflächen, 

intensive Nutzungen (Weiden mit Besatzdichten ≥ 1 Rind, ≥ 3 Schafen bzw. 1 GV, intensiv 

genutzte Mähwiesen, Ackerbau und Röhrichtmahd). Die landwirtschaftlichen Nutzflächen 

bestehen überwiegend aus Grünland. Im Gegensatz zur Elbe und Ems sind aber auch 

nennenswerte Anteile von Ackerland vorhanden. Diese beschränken sich auf hochgelegene 

(aufgespülte) bzw. von Sommerdeichen geschützte Bereiche. 



Tabelle 8: Flächenanteile landwirtschaftlicher Nutzungen der Vorländer des Weserästuars 

(inkl. Sommerpolder) 

Quelle: eigene Auswertung der GIS-Daten von HS Vechta (2006) 


Brache 36 % 1.578 ha 


Intensive Nutzung 47 % 2034 ha 

Sonstige Nutzung 1 % 39 ha 


Summe 100 % 4.343 ha 

Von den ungenutzten Flächen sind überwiegende Bereiche mit Röhrichten bestanden. 

Reetmahd findet an der Weser auf ca. 63 ha statt (5,8 % der Röhrichtfläche). Die größten 

zusammenhängenden Röhrichte liegen auf der rechten Weserseite zwischen Rechtenfleth 

und dem Neuenlander Siel (LK Cuxhaven). Auf der linken Weserseite existiert eine Vielzahl 

gemähter Flächen, die verstreut zwischen der Butjadinger Küste und der Bremer 

Landesgrenze liegen (LK Wesermarsch). 

EMS 

Die Nutzungen wurden weitestgehend aus der Biotoptypenkartierung (IBL 2008, NLWKN 

2007) abgeleitet, was aufgrund der Zusatzmerkmale sehr umfänglich möglich war. Die 

Intensität der Weidenutzung konnte jedoch nicht abgeleitet werden. 

Tabelle 9: Flächenanteile landwirtschaftlicher Nutzungen der Vorländer des Emsästuars 

Quelle: eigene Auswertung der GIS-Daten IBL (2008) und NLWKN (2007) 


Brache 35 % 661 ha 


Intensive Nutzung 6 % 104 ha 

Weidenutzung (Intensität unbekannt) 34 % 634 ha 

Sonstige Nutzung < 1 % 12 ha 


Summe 100 % 1.874 ha 

Etwa 35 % des Emsästuars sind ungenutzt. Wie in den anderen Ästuaren ist der 

überwiegende Anteil dieser Flächen von Röhrichten bestanden. Extensive Nutzungen 

(Mähwiesen ohne Nachbeweidung) erfolgen auf 16 % der Vorlandflächen, intensive 

Nutzungen (Mähwiesen mit Nachweide) auf 6 %. Eine reine Weidenutzung erfolgt auf 34 % 

der Flächen. 

Eine Reetmahd wird an der Ems nicht betrieben (mdl. Auskünfte Hr. Pott, UNB LK Emsland, 

16.08.06, Hr. Kloppenburg, UNB LK Leer, 18.04.07; Hr. Hensmann, NLWKN Aurich, 



02.04.07). Nach Aussage von Hr. Pott ist Reetmahd an der Ems auch nicht als traditionelle 

Nutzung anzusehen. 

Ackernutzung findet im Vorlandbereich der Ems im Gegensatz zum Weserästuar nicht statt. 

4.2.2.6 ENTWICKLUNG DER LANDNUTZUNG 

Aussagen zur Entwicklung der Landnutzung im nordwestdeutschen Küstenbereich und den 

Ästuaren von Ems, Weser und Elbe liegen zumeist in recht allgemeiner, nicht 

ortsspezifischer Form vor. Flächendeckende, parzellenscharfe Erfassungen sind nicht 

vorhanden. 

Für die Weser existieren Aussagen zur Entwicklung der Außendeichsnutzung im Landkreis 

Wesermarsch (LK Wesermarsch/UBA 1989). Weitere Hinweise zu aktueller und historischer 

Nutzung der Weservorländer ergaben Gespräche mit ortsansässigen Landwirten, dem Leiter 

der Betriebsstelle Brake-Oldenburg des NLWKN, der Unteren Naturschutzbehörde des 

Landkreises Wesermarsch, der Unteren Deichbehörde des Landkreises Cuxhaven sowie 

dem Wasser- und Schifffahrtsamt Bremerhaven. 

Für Elbe und Ems gibt es Informationen über die Entwicklung der Landnutzung aus 

verschiedenen Literaturquellen bzw. mündlichen Auskünften (Untere Naturschutzbehörden 

Landkreise Emsland und Stade, Naturschutzstation Unterelbe, NLWKN Meppen, NLWKN 

Aurich). 

Somit liegen keine gesicherten, quantitativ zu erfassenden Angaben zur Entwicklung der 

Landnutzung auf den Vorlandflächen der Ästuare in den letzten Jahrzehnten vor. Folgende 

Rahmenbedingungen spielen jedoch nach den Expertenaussagen eine Rolle: 

Durchführung von Kompensationsmaßnahmen für Hafenerweiterungen und 

Fahrrinnenvertiefungen 

Die wiederholt durchgeführten Vertiefungen der Fahrrinnen von Elbe, Weser und 

Ems sowie die Erweiterungen bestehender Häfen (Containerterminals in Hamburg 

und Bremerhaven) zogen umfangreiche Kompensationsmaßnahmen (Ausgleich oder 

Ersatz i.S.d. naturschutzrechtlichen Eingriffsregelung) nach sich. Hierbei wurde die 

Nutzung größerer Vorlandbereiche extensiviert oder aufgegeben, oft war die 

Entwicklung naturnaher Röhrichte das Entwicklungsziel. 

Ausweisung von Naturschutzgebieten 

Die in den Ästuaren ausgewiesenen Naturschutzgebiete sollen u.a. die Sicherung 

bzw. Wiederherstellung und Entwicklung naturnaher Ästuarlebensräume für die 

entsprechende Flora und Fauna gewährleisten. Auch hierdurch kam es zur 

Verkleinerung der landwirtschaftlich genutzten Fläche. 

Strukturwandel in der Landwirtschaft 

Mit zunehmendem Kosten- und Rationalisierungsdruck lässt das Interesse an der 

Nutzung der Außendeichsflächen offenbar nach, da diese Flächen in ihrer 

Bewirtschaftung recht anspruchsvoll sind (Überflutungen etc.). Nach mdl. Auskunft 

eines Landwirtes aus der Wesermarsch (W. Rüpke, Golzwarden) hat der Anteil 

genutzter Fläche im Außendeichsbereich bei Brake von ca. 80 % in den 1970er 

Jahren auf etwa 50-60 % heute abgenommen. Dies sei vermutlich darauf 

zurückzuführen, dass Flächen trotz Genehmigung nicht genutzt werden, da sie 

wegen ihrer Lage schlecht in die Betriebsabläufe der größer werdenden Betriebe zu 

integrieren sind. In den letzten Jahren führt allerdings ein zunehmender Bedarf an 

landwirtschaftlichen Nutzflächen aufgrund der Entwicklungen im Bereich 



Bioenergiegewinnung wiederum zu einem gesteigerten Nutzungsinteresse der 

Vorlandflächen. 

4.2.2.7 AKTUELLE VEGETATION 

Für den gesamten Tidebereich von Ems, Weser und Elbe liegen einheitliche digitale Daten 

zu Biotoptypen nach DRACHENFELS (2004) vor. 

Diese Daten stammen für die Elbe aus der Beweissicherung zur Fahrrinnenvertiefung 

1999/2000 (14,5 m-Ausbau) (BfG 2004; Datenerhebung 2000/02) sowie aus dem 

Planfeststellungsverfahren 2006/07 (Datenerhebung 2005) für die nächste 

Fahrrinnenvertiefung (WSA HH 2007). Für die Weser stammen sie aus dem Jahr 2002 (HS 

Vechta 2006). Sie werden ebenfalls im Rahmen des Planfeststellungsverfahrens 2006/07 für 

die nächste Fahrrinnenvertiefung verwendet. Für die Tideems stammen die Daten aus der 

Basiserfassung FFH-Gebiet 013 „Ems“ (Datenerfassung 2006/07) (NLWKN BRA-OL 2008) 

und aus dem Planfeststellungsverfahren (Datenerhebung 2007) im Zuge der Emsvertiefung 

sowie aus der Basiserfassung FFH-Gebiet 002 „Unterems und Außenems“ (IBL 2008). 

ELBE 

Nach WSA HH (2007) besteht ein erheblicher Unterschied zwischen den Biotoptypen der 

Elbabschnitte oberhalb des Hamburger Hafens und unterhalb Hamburgs: „Während 

unterhalb Hamburgs die Intensivierung der zu ca. 90 % landwirtschaftlich genutzten 

Außendeichsflächen stark vorangeschritten war und dort im rein terrestrischen Bereich kaum 

noch irgendwelche botanisch interessanten Flächen zu finden waren, konnten oberhalb des 

Hamburger Hafens mit dem NSG Heuckenlock, dem NSG Zollenspieker und dem 

Mündungstrichter der Ilmenau noch sehr interessante und von den Unterelbe-Lebensräumen 

vollkommen verschiedene Lebensräume gefunden werden.” 

Hinsichtlich der gefährdeten Pflanzenarten wird ausgeführt (WSA HH 2007): „Es konnten 

also noch die meisten Arten der früheren Artenvielfalt an der Elbe gefunden werden, 

allerdings in der Regel in geringeren Stückzahlen. Die Arten höherer Gefährdung 

konzentrieren sich vorwiegend auf wenige Gebiete, wie z.B. den ehemaligen 

Mündungstrichter der Ilmenau, Neufeld, St. Margarethen und die Elbinseln, während manche 

weniger gefährdete Arten wie Wibel-Schmiele sich offenbar in Ausbreitung befinden, gehen 

andere vom Aussterben bedrohte wie der Schierlings-Wasserfenchel weiter zurück.” 

Eine Übersicht über die Vegetationszonen der Elbvorländer zeigt Tabelle 10. 



Tabelle 10: Flächenanteil unterschiedlicher Vegetationszonen an den Außendeichsflächen im 

Elbästuar 

Quelle: Eigene Auswertungen der GIS-Daten von WSA HH (2007) 


Vegetationszone Flächengröße Flächenanteil 

Salzwiese 374 ha 10 % 

Röhrichte 621 ha 17 % 

Grünland 1.921 ha 53 % 

Ruderalfluren 288 ha 8 % 

Gehölze 222 ha 6 % 

Acker- und Gartenbaubiotope 57 ha 2 % 

Sonstige Vegetationszone 124 ha 4 % 

Summe 3.607 ha 100 % 

Die aktuellen Daten aus dem Jahr 2005/06 zeigen, dass Röhrichtbestände relativ großflächig 

vorhanden sind (fast 20 %). Grünländer kommen auf 53 % der Fläche vor, wobei der 

überwiegende Anteil durch Intensivgrünländer aufgebaut wird. Gehölze und Ruderalflächen 

nehmen einen sehr geringen Flächenanteil ein; sie sind neben Ackerbauflächen und sehr 

kleinflächigen Flusswattbiotopen unter den „Sonstigen Vegetationszonen“ 

zusammengefasst. 

Die Salzwiesen, die 10 % des Flächenanteils ausmachen, erstrecken sich über Gebiete 

unterhalb Brunsbüttel bzw. ab Südwestspitze des Neufelder Koogs (Schleswig-Holstein) 

sowie größere Flächen zwischen Oste-Mündung und Cuxhaven, kleinere auch oberhalb der 

Oste-Mündung (Niedersachsen). Diese Salzwiesen auf niedersächsischem Gebiet liegen 

außerhalb des Nationalparks Niedersächsisches Wattenmeer. Sie sind vegetationskundlich 

auch eher als Grünland mit dem Vorkommen einzelner Salzarten zu verstehen; sie sind nicht 

mit den Salzwiesen der Festlandsküste vergleichbar. Ihr Vorkommen ist an eine 

landwirtschaftliche Nutzung gebunden, da bei Brachfallen die Salzarten den Süßwasserarten 

in der Konkurrenz unterlegen sind. 

Im mündungsnahen Bereich zwischen Otterndorf und Allwörden herrschte laut Daten aus 

dem Jahr 2001 ein hoher Anteil an Intensivgrünland (über 70 %) vor. Extensives Grünland 

bzw. Salzwiesen machten einen Anteil von unter 15 % der Flächen aus. In etwa gleichem 

Umfang befanden sich Röhrichte auf den Flächen. Der Anteil von Gehölzen und 

Ruderalbereichen war sehr gering. 

Der Bereich der Elbvorländer zwischen Wischhafen und Finkenwerder wurde 2002 von 

Röhrichtbeständen dominiert (ca. 50 %). Ruderalfächen und Gehölze nahmen zusammen 

etwa 20 % der Flächen ein. Grünländer hatten hier nur ca. 30 % Flächenanteil, wovon vier 

Fünftel intensiv, ein Fünftel extensiv bewirtschaftet wurden. 

Die landwirtschaftlichen Nutzflächen der Elbe von der Mündung bis Hamburg Hafen 

bestehen vor allem aus Salzwiesen, Grünland, Obstanbau und Deichgrünland. Insgesamt 

werden ca. 58 ha des betrachteten Bereiches zum Obstanbau genutzt. Auf


niedersächsischer Seite wird Obstanbau nördlich der Lühe-Mündung, auf dem Asseler Sand 

sowie auf einer kleineren Fläche bei Krautsand betrieben. 

WESER 

Eine Übersicht über die häufigsten Vegetationszonen der Weservorländer zeigt Tabelle 11. 


Weserästuar 

Quelle: eigene Auswertung der GIS-Daten der HS Vechta (2006) 


Röhrichte 1.083 ha 25 % 

Grünland 2.172 ha 50 % 



Acker- und Gartenbaubiotope 552 ha 13 % 


Summe 4.343 ha 100 % 

Im Weserästuar sind insgesamt ein Viertel aller Vorlandflächen durch Röhrichte aufgebaut, 

von dem wiederum der Großteil durch Schilfröhrichte geprägt ist. Grünland nimmt insgesamt 

die Hälfte der Vorlandflächen ein. Ackerflächen, die insgesamt einen Anteil von 12 % 

ausmachen, fallen unter die Einheit „Sonstige Vegetationszonen“. Weitere Biotope dieser 

Vegetationszone sind den Gebüschen und Gehölzbeständen und in geringen 

Flächenausdehnungen den Wäldern, Magerrasen, Parkanlagen und der Pioniervegetation 

zuzuordnen. Im Gegensatz zu den Elb- und Emsästuaren kommen untere Salzwiesen im 

Weserästuar nicht vor. 

Eine ausführliche Beschreibung erfolgt in GFL, BIOCONSULT & KÜFOG (2006). 

EMS 

Die Informationen der aktuellen Vegetation (Tabelle 12) sind den GIS-Daten der 

Biotoptypenkartierung (IBL 2008, NLWKN BRA-OL 2008) entnommen worden. 




Emsästuar 

Quelle: eigene Auswertung der GIS Daten IBL (2008), NLWKN BRA-OL (2008) 


Salzwiese 170 ha 9 % 

Röhrichte 500 ha 27 % 

Grünland 924 ha 49 % 


Gehölzfreie Biotope der Sümpfe und Ufer (ohne Landröhrichte) 78 ha 4 % 



Summe 1.874 ha 100 % 

Der Anteil von Röhricht ist vergleichbar mit dem der Weser und beträgt etwa ein Viertel der 

Gesamtvorlandfläche. Ebenso ist die Ausdehnung von Grünland ca. 50 % nahezu identisch 

mit dem Anteil an den anderen Ästuaren. Unter die Einheit „Sonstige Vegetationszonen“ 

fallen neben (Halb-)Ruderalfluren unterschiedlich frischer Ausprägungen auch Sümpfe, 

Großseggerieder, Uferstaudenfluren, Gebüsche und Gehölzbestände, Wälder sowie 

kleinflächige Wattflächen. 

4.2.2.8 ENTWICKLUNG DER VEGETATION 

Eine Beschreibung der Entwicklung der gesamten Vorlandvegetation der Ästuare ist nicht 

möglich, da flächendeckende Vergleichskartierungen nicht vorhanden sind. Allerdings liegen 

Auswertungen zur Entwicklung der Röhrichtbestände vor. 

Im Zuge der zuletzt durchgeführten Fahrrinnenvertiefungen von Elbe und Weser wurden 

Beweissicherungen durchgeführt, da ein Rückgang der Röhrichtbestände befürchtet wurde. 

Hierfür wurde für weite Teile der Vorländer dieser beiden Flüsse die Entwicklung der 

Röhrichtbestände in den Jahrzehnten seit etwa 1950 anhand von Luftbildern ausgewertet. 

Für die Elbe liegt der ausgewertete Bereich zwischen Wischhafen und Wedel (BfG 2004). 

Für die Weser umfassen die untersuchten Bereiche alle relevanten Vorländer zwischen 

Berne und Bremerhaven (KÜFOG 2005, BIOS 2005). 

Für die Ems liegen keine Angaben zur Röhrichtentwicklung vor. 

ELBE 

Untersuchungen der aktuellen und historischen Röhricht- und Uferstaudenentwicklung an 

der Unter- und Außenelbe (BFG 2004, SCHRÖDER 2007) ergaben auch für die Elbe eine 

kontinuierliche Zunahme der Röhrichte in den letzten 30 Jahren. 

Dies gilt allerdings nur für die Bereiche stromabwärts von Hamburg. Hier vergrößerte sich die 

Röhrichtfläche von ca. 750 ha auf ca. 930 ha. Lokal sind die Veränderungen jedoch 

unterschiedlich, Gebiete mit stetigem Röhrichtzuwachs stehen solchen mit einer 



Röhrichtabnahme gegenüber. Die Abnahmen sind auf Erosion zurückzuführen, die Zunahme 

sowohl auf Nutzungsaufgabe als auch auf Anlandung bzw. Aufspülungen (Verbringung von 

Baggergut). Über 100 ha des Zuwachses von insg. 180 ha gehen zurück auf die Aufgabe 

von Korbweidenplantagen auf den Inseln Auberg und Drommel (Bereich Haseldorfer 

Marsch). 

Stromaufwärts Hamburgs hingegen ist eine leichte Abnahme der Röhrichtbestände von 

130 ha auf 100 ha zu erkennen. 

In der Untersuchung wird nicht zwischen unterschiedlichen Röhrichttypen (Schilf, Binsen 

etc.) differenziert. Auch wird keine Differenzierung zwischen Niedersachsen und Schleswig- 

Holstein vorgenommen. 

WESER 

Für die Unterweser ist die Röhrichtentwicklung zwischen ca. 1950 und 2002 in KÜFOG 

(2005) und BIOS (2005) dokumentiert. Südlich von Brake erfolgte im genannten Zeitraum 

eine Abnahme der Röhrichtbestände um über 30 % von ca. 208 ha auf ca. 138 ha. Dies ist 

vermutlich auf direkte Flächenverluste durch verschiedene Bau- und Infrastruktur- 

maßnahmen im betrachteten Bereich zurückzuführen (KÜFOG 2005). 

Zwischen Brake und Bremerhaven nahmen die Röhrichtflächen am Ostufer der Unterweser 

von Sandstedt bis Bremerhaven zwischen 1954 und 2002 kontinuierlich um ca. 71 % von 

ca. 146 ha auf ca. 249 ha zu, was überwiegend auf Nutzungsänderungen zurückzuführen ist. 

Wie auch in den Küstenbereichen Butjadingens haben sich dabei die Schilfröhrichtbestände 

mehr als verdoppelt, während das sonstige Brackwasserröhricht deutlich zurückgegangen ist 

(BIOS 2005). Am Westufer der Weser nahmen die Röhrichtflächen ebenfalls zu, und zwar 

um ca. 32 % von ca. 278 ha auf ca. 369 ha. Auch dies wird vornehmlich auf 

Nutzungsänderungen zurückgeführt. Ein Zuwachs ist hier vor allem bei den Phragmites- 

Beständen zu verzeichnen, wobei die Bolboschoenus-Bestände jedoch nicht wie am Ostufer 

zurückgegangen, sondern in etwa gleich geblieben sind. Am Rechten Nebenarm erfolgte 

über den gesamten Untersuchungszeitraum eine generelle und relativ kontinuierliche 

Röhrichtzunahme um 36 ha, die auf die zunehmende Verlandung zurückgeführt wird. Dabei 

wurde beobachtet, dass die Rohrkolbenbestände (Typha spec.) eher stagnierten, während 

die Schilfbestände stark zunahmen. Die Scirpus- und Bolboschoenus-Bestände wiesen 

einen starken, vermutlich auf den Salzgehalt des Wassers zurückzuführenden Nord-Süd- 

Gradienten auf (BIOS 2005). 

Entgegen dieser auf Grundlage von Luftbildauswertungen getroffenen Aussagen zur 

Röhrichtentwicklung an der Unterweser kommt eine “Ökologische Potenzial- und 

Belastungsanalyse” (LK Wesermarsch/UBA 1989) zu dem Ergebnis, dass die Röhricht- 

bestände am westlichen Unterweserufer zwischen 1922-1979 um 46,2 % dezimiert wurden. 

Diese unterschiedlichen Angaben müssen sich jedoch nicht widersprechen, sondern können 

durch die unterschiedlichen Betrachtungszeiträume erklärt werden. Offenbar fand der in LK 

Wesermarsch/UBA (1989) beschriebene Rückgang hauptsächlich zwischen 1922 und ca. 

1950 statt und setzte sich auch nach 1950 südlich von Brake noch fort. Dem entgegen läuft 



die Zunahme der Röhrichtfläche nördlich von Brake, die offenbar nach 1979 nochmals an 

Bedeutung gewann und ab dann stärker war als der anhaltende Verlust. 

EMS 

Nach Informationen von IBL (2008) ist die landwirtschaftliche Nutzung der ufernahen 

Flächen insbesondere durch den Bau der Hauptdeichlinie in den 1960er Jahren begünstigt 

worden. Mit dem Bau des Hauptdeiches wurde eine Grundwasserhaltung binnendeichs 

ermöglicht sowie Sommerdeiche und ein Entwässerungssystem durch Grabensysteme mit 

Sielen und Schöpfwerken angelegt. Naturnahe Vegetationselemente sind infolge der 

agrarischen Nutzung nur kleinflächig vorhanden. Sie nehmen nach Aussage von IBL (2008) 

seit den 1990er Jahren wieder zu. 

Genauere Daten über die Vegetationsentwicklung an der Ems liegen dem Projekt nicht vor. 

4.2.2.9 ENTWICKLUNG VON TREIBSELMENGEN UND ENTSORGUNGSKOSTEN 

Der Abschlussbericht der Arbeitsgruppe zum Treibselproblem (AG TREIBSEL 1996) nennt 

Treibselmengen für viele (aber nicht alle) niedersächsische Deichverbände aus den Jahren 

1975-1995. 

Zusätzlich hat der Wasserverbandstag die Entsorgungskosten aller niedersächsischen 

Hauptdeichverbände zwischen 1995 und 2010 in einer Tabelle aufgelistet und dem Projekt 

zur Verfügung gestellt. 

Ferner führen einige Deichverbände eigene Statistiken über die in ihrem Verbandsgebiet 

angefallenen Treibselmengen und Entsorgungskosten. Diese liegen dem Projekt für den 

Deichverband Osterstader Marsch (1980 – 2008) vor. 

Die Entwicklung der entsorgten Treibselmengen für die Sturmflutsaisons 1994/95 bis 

2009/10 zeigt Abbildung 6. Zum Vergleich sind neben den entsorgten Treibselmengen der 

Ästuare auch die der Festlandsküste dargestellt. Deutlich wird, dass in den Ästuaren mehr 

Treibsel angefallen ist als an der Festlandsküste. Die Entwicklung in beiden Teilbereichen 

läuft weitgehend parallel: in Jahren mit hohem Treibselanfall in den Ästuaren kam es auch zu 

einem hohen Treibselanfall an der Festlandsküste. 

Die Entsorgungskosten steigen proportional mit der Entsorgungsmenge an und belaufen sich 

für den Ästuarbereich zwischen 36.000 € im Jahr 2008/09 und fast 824.000 € im Jahr 

2007/08. Durchschnittlich sind in den Jahren 1994 bis 2010 etwa 282.000 € 

Entsorgungskosten für das Treibsel angefallen. 



Entsorgtes Treibsel (m³) 

180.000 

160.000 

140.000 

120.000 

100.000 

80.000 

60.000 

40.000 

20.000 

0 

Sturmflutsaison 

Festlandsküste Ästuare 

Abbildung 6: Entsorgte Treibselmengen (m³) an der niedersächsischen Hauptdeichlinie der 

Ästuare (orange) sowie zum Vergleich der Festlandsküste (grau) 

Zahlen nach Angaben der Deichverbände, ohne NLWKN. 

grau: Festlandsküste, rot: Ästuare. Die Kosten des II. Oldenburgischen Deichbandes wurden zu 

gleichen Anteilen auf beide Kategorien (Festlandsküste/Ästuare) aufgeteilt. 



4.2.3 ÜBERSICHT ÜBER DIE EINGEWORBENEN GIS-DATENSÄTZE 

Tabelle 13: Vorliegende GIS-Datensätze 

Bezugsraum Inhalt Jahr der 

Datenerhebung 

bzw. Stand der 

Aktualisierung 

Festlandsküste 

gesamte 


gesamte 


Salzwiesen des 

Jadebusens 

(Verbandsgebiet 

des II. 

Oldenburgischen 

Deichbandes) 


Anlass der 

Datenerhebung 

Hauptdeichlinie 2007 Erstellung 

Generalplan 

Küstenschutz 

Verbandsgebiete 

der 

Deichverbände 

Höhendaten 

aus Laserscans 

Norderland Höhendaten 


Leybucht Höhendaten 


Langwarder Groden Höhendaten 


gesamte 



Jadebusens 


des II. 


Deichbandes) 

unbekannt Erstellung 

Generalplan 

Küstenschutz 

Bezugsquelle verwendeter 

Schlüssel/ 

Symbologie 

NLWKN 

Betriebsstelle 

Norden- 

Norderney 

NLWKN 


Norden- 

Norderney 

2005 Gutachten II. 

Oldenburgischer 

Deichband / pgg 

2003 Monitoring NLWKN 


Norden- 

Norderney 

2005 Monitoring WSA-Emden 

2006 Planfeststellungsverfahren 

Jade- 

Weser-Port 

Bodendaten 2007 bodenkundliche 

Landesaufnahmen 

NLWKN 


Norden- 

Norderney 

Nieders. Umweltministerium 

Landnutzung 2003/2004 Gutachten II. 

Oldenburgischer 


Norderland Landnutzung 2007 Treibsel-Projekt AG Landschaftsökologie, 

Uni 

Oldenburg 

gesamter 

Nationalpark 

gesamter 

Nationalpark 

Landnutzung 2002 Monitoring Nationalparkverwaltung 

Vegetationstypen 

2004 Monitoring Nationalparkverwaltung 

TMAP und 

Lebensraumtypen 

nach 

FFH-RL


Fortsetzung Tabelle 13: Vorliegende GIS-Datensätze 


Datenerhebung 





Jadebusens 


des II. 


Deichbandes) 


Jadebusens 


des II. 


Deichbandes) 

gesamte 


Ästuare 

Gesamt (Elbe, 

Weser Ems) 

Vegetationstypen 

Vegetation: 

gesetzlich 

geschützte 

Arten 

Wasserstandsdaten 

Anlass der 

Datenerhebung 

2003/2004 Gutachten II. Oldenburgischer 


2004 Gutachten II. Oldenburgischer 


2006/2007 Daueraufzeich- 

nungen 

Elbe, Weser, Ems Hauptdeichlinie 2007 Erstellung 

Generalplan 

Küstenschutz 

Elbe, Weser, Ems Verbandsgebiet 

e der 

Deichverbände 

unbekannt Erstellung 

Generalplan 

Küstenschutz 

Elbe, Weser, Ems Bodendaten Stand 2007 bodenkundliche 

Landesaufnahmen 

Elbe, Weser, Ems Wasserstandsdaten 

Elbe 

Elbe von 

Geesthacht bis 

Cuxhaven 

(gesamtes 

Elbästuar) 

Elbe von Otterndorf 

bis Abbenfleth 

diverse 

bodenkundliche 

Informationen 

2006/2007 Daueraufzeich- 

nungen 

2006 Planfeststellungsverfahren 

2006/2007 zur 

Fahrrinnenanpassung 


Schlüssel/ 

Symbologie 

NLWKN, WSA 

(siehe Kapitel 

4.4) 

NLWKN 


Norden- 

Norderney 

NLWKN 


Norden- 

Norderney 

Nieders. Umweltministerium 

NLWKN, WSA, 

HPA (siehe 

Kapitel 4.4) 

WSA Hamburg 

Landnutzung 2008 Lokalkenntnisse Naturschutzstation 

Unterelbe 

(Außenstelle des 

NLWKN, 


Lüneburg) 

TMAP, 

ausführliche 

Version 



Fortsetzung Tabelle 13: Vorliegende GIS-Datensätze 


Datenerhebung 



Ästuare 

Elbe von 

Geesthacht bis 

Cuxhaven 

(gesamtes 

Elbästuar) 

Elbe von Freiburg 

bis Cuxhaven 

Weser 

linke Weserseite 

von Landesgrenze 

Bremen bis 

Fedderwardersiel 

Weser von Bremen- 

Hemelingen bis 

Langwarden/ 

Spieka-Neufeld 

Weser von 

Blexen/Bremerhaven 

bis 

Ochtum/Lesum 

Ems 

Ems von Borßumer 

Siel bis Papenburg 

Ems von 

Papenburg bis 

Herbrum 


Anlass der 

Datenerhebung 

Biotoptypen 2000/2002 Beweissicherung 

zur Fahrrinnenanpassung 

1999/2000 

Biotoptypen 2005 Planfeststellungsverfahren 

2006/2007 zur 


Flächen, auf 

denen 

Reetmahd 

genehmigt 

wurde 

2007 Kataster UNB LK 

Wesermarsch 


2006/2007 zur 


Landnutzung 2007 Treibsel-Projekt pgg 


(2008/2009) zur 

Emsvertiefung 

Biotoptypen 2006/2007 Basiserfassung 

FFH-Gebiet 013 

„Ems“ 

4.3 AUSWAHL DER UNTERSUCHUNGSGEBIETE 

4.3.1 EINLEITUNG 


Schlüssel/ 

Symbologie 

WSA Hamburg Biotoptypen 

nach 

DRACHENFELS 

(2004) 

WSA Hamburg Biotoptypen 

nach 

DRACHENFELS 

(2004) 

UNB LK 

Wesermarsch 

WSA 

Bremerhaven, 

aufgenommen 

durch HS Vechta 

(2006) 

IBL Umweltplanung 

GmbH 

NLWKN 


Brake - 

Oldenburg 

Biotoptypen 

nach 

DRACHENFELS 

(2004) 

Biotoptypen 

nach 

DRACHENFELS 

(2004) 

Biotoptypen 

nach 

DRACHENFELS 

(2004) 

Auf Grundlage der Dokumentation sollen Bereiche ausgewählt werden, die als 

Untersuchungsgebiete für die Freilanduntersuchungen der Teilprojekte 2 und 3 am besten 

geeignet sind. In diesen Bereichen sollten unterschiedliche Nutzungsformen und - 

intensitäten sowie unterschiedliche Standorttypen vertreten sein.


4.3.2 METHODIK 

Für die Auswahl der Untersuchungsgebiete wurden folgende Grundsätze berücksichtigt: 

Es werden landwirtschaftlich unterschiedlich genutzte Außendeichsflächen 

untersucht. Dies meint sowohl unterschiedliche Formen der Nutzung (Mahd, 

Beweidung) als auch unterschiedliche Nutzungsintensitäten (unterschiedliche 

Beweidungsdichten). 

Die landwirtschaftlich genutzten Flächen werden mit standörtlich möglichst ähnlichen 

ungenutzten Flächen verglichen, um die Effekte der unterschiedlichen Nutzungen 

darstellen zu können. 

Es werden solche Flächen untersucht, deren Nutzungsart und –intensität bis hin zum 

Brachestadium bereits langjährig konstant ist. Nur so können relevante Ergebnisse 

erzielt werden, da die ökologischen Änderungen in den ersten Jahren nach einer 

Nutzungsänderung gravierend sein können. 

Die zu untersuchenden Flächen müssen eine gewisse Mindestgröße aufweisen, um 

die Auswirkungen der jeweiligen Nutzungsart und –intensität auf kleinräumig 

variierenden Standortbedingungen abbilden zu können. 

Die zu untersuchenden Flächen sind unbedeicht, weisen also auch keine 

Sommerdeiche auf. Aufgrund der intensiveren landschaftlichen Nutzung der 

Sommerpolder gehen diese mit nur geringem Biomasse-Aufwuchs in den Winter und 

tragen dementsprechend zur Treibselentstehung wenig bei. 

Die zu untersuchenden Flächen müssen aus logistischen Gründen (Abtransport der 

Biomasse) gut erreichbar und zugänglich sein. 

Die Flächeneigentümer müssen der Durchführung von Untersuchungen zustimmen. 

Die zu untersuchenden Flächen werden anhand der genannten Kriterien 

vorausgewählt. Vor Beginn der Untersuchungen erfolgt jedoch eine 

Inaugenscheinnahme durch Projektleiter und –bearbeiter, um die tatsächliche 

Eignung der Flächen zu bestätigen. 

4.3.3 ERGEBNISSE 

FESTLANDSKÜSTE 

Aufgrund der umfangreichen Vorkenntnisse von planungsgruppe grün sowie der guten 

Datenlage war die Auswahl der Probeflächen an der Festlandsküste relativ problemlos 

möglich. Es erfolgten dennoch umfangreiche Konsultationen: 

In Gesprächen mit der Nationalpark-Verwaltung wurde die aktuelle Nutzungssituation 

abgefragt. 

Verschiedene Vertreter von Nationalparkverwaltung, Domänenverwaltung und 

NLWKN rieten aufgrund der privaten Eigentumsverhältnisse an der Wurster Küste 

davon ab, Probeflächen in diesem Gebiet vorzusehen. Es sollten vielmehr die 

Domänenflächen zwischen Weser und Ems bevorzugt werden. 

Somit kamen die in Tabelle 14 aufgeführten Bereiche in die engere Auswahl. 



Tabelle 14: Auf ihre Eignung als Probeflächen für das Projekt untersuchte Vorlandabschnitte 

der Festlandsküste 

Sofern nicht anders angegeben, sind Brachflächen in allen genannten Vorlandabschnitten vorhanden. 

Vorlandabschnitt vorhandene Nutzung Ortstermine / Gespräche 

mit 

Dollart Rinderweiden, teilw. mit 

Nachmahd, Schafweiden 


Ausschlusskriterien 

bzw. Entscheidung 

NLWKN Norden keine Salzwiesen 

(Brackwasser) 

Krummhörn (Harmswehrum) Schafweide (extensiv) Deichschäfer, 

Nationalparkverwaltung 

Nutzung jährlich variierend 

und nicht dokumentiert, 

ferner rechtlicher Status 

unklar 

Pilsum Rinderweide NLWKN Norden Nutzung 2005 eingestellt 

Leybucht (Buscher Heller) Rinderweide 

(1,0 Rinder/ha) 

Norderland 

(Hilgenriedersiel-Neßmersiel) 

Norderland 

(östlich Neßmersiel) 

Rinderweide 

(0,5, 1,0, 1,5 Rinder/ha) 

Rinderweide 

(extensiv) 

NLWKN Norden, 


NLWKN Norden, 


östlich Westeraccumersiel Schafweide (extensiv) Deichacht Esens, 


Fläche wird untersucht 


NLWKN Norden Privateigentum, Nutzung 

nicht dokumentiert 

(Wieder-)Aufnahme der 

Beweidung erst 2006 

westlich Bensersiel Schafweide (intensiv) Deichacht Esens ökologische Effekte 

intensiver 

Schafbeweidung sind 

bekannt 

Harlingerland 

(westlich Harlesiel) 

Rinderweide (extensiv) Deichacht Esens Aufnahme der Beweidung 

erst 2006 

Elisabeth-Aussengroden Mahd III. Oldenburgischer 

Deichband, 

Grodenaufseher 

Pakens Schafweide (extensiv) III. Oldenburgischer 

Deichband 

nordwestlicher Jadebusen 

(Wilhelmshaven-Dangast) 

südwestlicher Jadebusen 

(Dangast-Jade Wapeler Siel) 

südlicher Jadebusen 

(Jade Wapeler Siel- 

Schweiburger Siel) 

östlicher Jadebusen 

(Vorlandbereich Sehestedter 

Moor) 

Mahd III. Oldenburgischer 

Deichband, 

Rinderweide (extensiv), 

Mahd 

Rinderweide (extensiv), 

Mahd 


umfangreiche 

Ortskenntnis pgg 

umfangreiche 


Rinderweiden umfangreiche 


östlicher Jadebusen Mahd umfangreiche 


aktuelle Deichbaustelle, 

Mahdflächen im 

Jadebusen besser 

dokumentiert 

Fläche zu klein, keine 

Brache als Referenz 

Nutzung unregelmäßig, 

Mahdflächen im 

Jadebusen besser 

dokumentiert 

Mahd-Fläche wird 

untersucht 

(Rinderweiden im 

Norderland als 

Probeflächen optimal, da 

unterschiedliche 

Beweidungsdichten) 

standörtlich entsprechend 

denen zwischen Dangast- 

Jade Wapeler Siel 

Aufnahme der Beweidung 

erst 2005 

Fläche wird untersucht



mit 

(Augustgroden) 

Butjadinger Küste 

(westlich Langwarden) 

Butjadinger Küste 

(Fedderwardersiel-Blexen) 

Rinderweide umfangreiche 


Rinderweiden (extensiv), 

Schafweiden (extensiv), 

Mahd 

umfangreiche 




Rinderweiden im 

Norderland als 

Probeflächen optimal, da 

unterschiedliche 

Beweidungsdichten 

keine Salzwiesen 

(Brackwasser) 

Somit wurden als Untersuchungsgebiete an der Festlandsküste gemäß der in Tabelle 14 

aufgeführten Kriterien folgende Flächen ausgewählt: 

Leybucht (Buscher-Heller) 

Norderland (Hilgenriedersiel - Neßmersiel) 

südwestlicher Jadebusen (Dangast – Jade Wapeler Siel) 

östlicher Jadebusen (Augustgroden) 

Untersucht werden können somit die folgenden Nutzungstypen: 

gemäht (jährlich, im Sommer) 

gemäht (evtl. nicht jährlich, im Sommer) 

beweidet (0,5 Rind/ha) 



In jedem Untersuchungsgebiet werden ungenutzte Bereiche als Referenzflächen untersucht. 

Die ökologischen Effekte von Schafbeweidung wurden in Schleswig-Holstein bereits 

ausführlich untersucht. Im Rahmen dieses Projektes werden deshalb keine erneuten 

Untersuchungen von mit Schafen beweideten Flächen durchgeführt. 

Die Lage der Untersuchungsgebiete zeigen die nachfolgenden Abbildung 7 bis Abbildung 9. 



Abbildung 7: Lage des Untersuchungsgebietes Leybucht 

Abbildung unmaßstäblich. Quelle: Auszug aus den Geobasisdaten der Niedersächsischen 

Vermessungs- und Katasterverwaltung, 

Abbildung 8: Lage des Untersuchungsgebietes Norderland 


Vermessungs- und Katasterverwaltung, 



Abbildung 9: Lage der Untersuchungsgebiete im Jadebusen 


Vermessungs- und Katasterverwaltung. 

ÄSTUARE VON ELBE, WESER UND EMS 

Die Auswahl von Probeflächen in den Ästuaren gestaltete sich schwieriger. Verantwortlich 

hierfür sind: 

die fehlende Dokumentation von behördlicher Seite. So existiert für keines der 

Ästuare eine flächendeckende Dokumentation der Landnutzung in den 

Vorlandflächen, 

die zersplitterte behördliche Zuständigkeit (Untere Naturschutzbehörden, 

Domänenverwaltung, Untere Deichbehörden), 

die zersplitterten Eigentumsverhältnisse (privat, Domänenverwaltung, Wasser- und 

Schifffahrtsverwaltung, Hafenbehörden wie bremenports). 

Aufgrund der zusammengetragenen Informationen war mit relevanten Flächenanteilen 

folgender Nutzungstypen zu rechnen (Tabelle 15): 



Tabelle 15: In den Ästuaren hauptsächlich zu erwartende Nutzungstypen 


Nutzung Vegetation 

ungenutzt / brach Röhricht / Grünlandbrache 

Rinderweiden Grünland-Ersatzgesellschaften 

auf Röhricht-Standorten 

Mahd im Sommer Grünland-Ersatzgesellschaften 

auf Röhricht-Standorten 

Mahd im Winter 

(Reetmahd) 

Röhricht 

Über die in Kapitel 4.3.2 genannten Kriterien hinaus wurden nun folgende Überlegungen 

angestellt: 

die Reetmahd ist als Nutzungsform unbedingt zu untersuchen, da sie eine 

traditionelle Nutzungsform darstellt, deren ökologische Auswirkung auf das Ästuar 

aber weitgehend unbekannt ist 

die Probeflächen sollen innerhalb eines Flusssystems liegen, um unbekannte 

Einflussfaktoren zu reduzieren 

die Probeflächen werden auf den oligohalinen (tidebeeinflussten, schwach 

salzwasserbeeinflussten) Bereich des ausgesuchten Ästuars beschränkt, da dieser 

Bereich in allen drei Ästuaren mutmaßlich die längste Ausdehnung hat und 

außerdem hier der Treibselanfall am größten ist. 

Da Reetmahd in nennenswertem Umfang nur noch an der Weser betrieben wird (vgl. Kapitel 

4.2.2.5), wurden die Vorländer von Elbe und Ems als Untersuchungsflächen 

ausgeschlossen. An der Elbe werden ferner aktuelle umfangreiche Untersuchungen durch 

die Uni Hamburg durchgeführt (AG von Prof. Kai Jensen), die sich mit der Produktivität von 

Röhrichtbeständen entlang des Längsverlaufs des Ästuars beschäftigen. Diese Daten 

können als gute Vergleichsdaten herangezogen werden; eine erneute Untersuchung 

derselben Standorte erschien nicht sinnvoll. 

Der zu untersuchende (oligohaline) Abschnitt der Weser erstreckt sich von der Nordspitze 

des Harriersandes (etwas nördlich von Brake) bis zur Mündungsenge bei 

Bremerhaven/Blexen (vgl. GfL, BioConsult & KüFoG 2006, Grotjahn 1983, Witt 2004). 

Aufgrund der durchgeführten Nutzungskartierung sowie der Vorinformationen von Seiten der 

Landkreise Cuxhaven (Untere Deichbehörde) und Wesermarsch (Untere 

Naturschutzbehörde) konnten folgende Bereiche als potenziell geeignet identifiziert werden 

(Tabelle 16).



Vorlandabschnitte des Weserästuars (oligohaliner Bereich) 

Sofern nicht anders angegeben, sind Brachflächen in allen genannten Vorlandabschnitten vorhanden. 


mit 


Strohauser Plate Rinderweide 

Mahd im Sommer 

Brake-Fähranleger 

Golzwarden 

Schmalenflether Sand/ 

Sürwürder Sand 

(Fähranleger Golzwarden- 

Sürwürderdeich/Harkenbrake) 

Sürwürderdeich- 

Strohauserdeich 

Strohauserdeich- 

Kernkraftwerk 

Kernkraftwerk-ehem. 

Fähranleger Kleinensiel 

ehem. Fähranleger 

Kleinensiel-Großensiel 

(Kleinensieler Plate) 

rechte Weserseite 

Fähranleger Sandstedt- 

Rechtenfleth 

intern pgg, 

Mellumrat, 

UNB LK Wesermarsch 



Untersuchungen logistisch 

zu aufwendig 

Mahd im Sommer intern pgg Fläche wird für 

Bodenabbau und 

Hafenerweiterung Brake 

beansprucht 



(Reetmahd) 

intern pgg, 

WSA Bremerhaven, 


Mahd im Sommer intern pgg, 



Rinderweide 


Acker 



(Reetmahd) 

Rinderweide 


Campingplatz, 

Kleingärten, Ferienhäuser 

Rechtenfleth-Lunesiel Mahd im Winter 

(Reetmahd) 

intern pgg, 



intern pgg, 



intern pgg, 



intern pgg, 


GLL Stade, Untere 

Deichbehörde LK CUX 

Lunesiel-Dedesdorf Acker intern pgg, 


Untere Deichbehörde LK 

CUX 

Blexer Plate/ 

Eidewarder Plate 

Einswarder Plate/ 

Vorland Luneplate 

Acker 

Rinderweide 


Rinderweide 


intern pgg, 




intern pgg, 


bremenports, 




keine Reetmahd als 

Referenz 

teilweise Sommerdeich, 

keine Reetmahd als 

Referenz 

keine Brache als Referenz 

Sommerdeich oder 

aufgespült, Nutzungsänderung 

durch 

Kompensationsmaßnahmen 

aufgespült, 


aufgespült 

keine Abstimmung über 

Betreten mit 

Flächeneigentümer 

(bremenports) möglich 

keine Abstimmung über 

Betreten mit 

Flächeneigentümer 

(bremenports) möglich 



Somit wurden als Untersuchungsgebiete an den Ästuaren gemäß der in Tabelle 16 

aufgeführten Kriterien folgende Flächen ausgewählt: 

Schmalenflether Sand/Sürwürder Sand (Fähranleger Golzwarden-Sürwürderdeich/ 

Harkenbrake) 

Rechtenfleth-Lunesiel 

Untersucht werden somit folgende Nutzungstypen: 

gemäht (im Sommer; Grünlandersatzgesellschaften auf Röhrichtstandorten) 

gemäht (im Winter, Reetmahd) 

In jedem Untersuchungsgebiet werden ungenutzte Bereiche als Referenzflächen untersucht. 

Die Lage der Untersuchungsgebiete zeigt die nachfolgende Abbildung 10. 

Abbildung 10: Lage der Untersuchungsgebiete auf der West- und Ostseite der Weser 


Vermessungs- und Katasterverwaltung. 

4.4 DOKUMENTATION DER STURMFLUTEN 


Um das Treibselaufkommen in seiner räumlichen und zeitlichen Variabilität zu erfassen, 

wurde nach zwei sehr schweren Sturmfluten in den Jahren 2006 und 2007 die Menge des 



angelandeten Treibselmaterials erfasst und ausgewertet. Die Ergebnisse dienen zum einen 

als Grundlage für die Fragestellung der Zusammenhänge des Treibselaufkommens am 

Deichfuß bei Sturmfluten in Abhängigkeit der Biomasseproduktion des Vorlandes (Teilprojekt 

2, Kapitel 5) und zum anderen der Ermittlung von Schwerpunktbereichen hinsichtlich des 

Erfordernisses eines treibselreduzierenden Vorlandmanagements (vgl. Kapitel 7.2). 

4.4.2 METHODE 

Zur Treibseldokumentation der Sturmfluten der Jahre 2006 und 2007 wurden die 

Deichverbände der gesamten niedersächsischen Küste gebeten, die Treibselmenge pro 

Deichabschnitt nach der Sturmflut bzw. bei der Abfuhr auf einer fünfteiligen Skala anhand 

eines standardisierten Schlüssels zu schätzen. 

Am 02./03.11.2006 unternahmen Mitarbeiter von planungsgruppe grün eine Bereisung der 

ostfriesischen Festlandsküste von der Krummhörn bis zur Wesermündung, um sich ein Bild 

vom Treibselanfall zu machen. Hierbei wurden Fotos angefertigt, die zur Erstellung eines 

Schlüssels verwendet wurden: Der Treibselanfall wurde in Mengenkategorien unterteilt und 

mit je zwei Beispielfotos belegt (vgl. Tabelle 17). 



Tabelle 17: Schlüssel zur Kategorisierung des Treibselanfalls 

Mengenkategorie 

Nr. Bezeichnung Beispielfotos 

0 kein Treibsel 

1 wenig Treibsel 

2 

mäßiges Treibsel- 

aufkommen 

3 viel Treibsel 

4 sehr viel Treibsel 

Die so entstandene Erfassungsanleitung wurde an alle niedersächsischen 

Hauptdeichverbände sowie das NLWKN, Betriebsstelle Norden-Norderney verschickt. Die 

Erfassung des Treibselanfalls erfolgte im Jahr 2006 für das Gebiet des II. Oldenburgischen 

Deichbandes sowie im Jahr 2007 für das Verbandsgebiet des Deichverbandes der 

Osterstader Marsch durch Mitarbeiter von planungsgruppe grün. 

Die Angeschriebenen wurden aufgefordert, in ihrem jeweiligen Zuständigkeitsbereich den 

Treibselanfall anhand des mitgeschickten Schlüssels einzuordnen, die entsprechenden 

Deichabschnitte in Karten einzutragen und die Karten an planungsgruppe grün 

zurückzusenden. Die Angeschriebenen wurden ausdrücklich gebeten, bei ihren Angaben 



ausschließlich den durch die Sturmflut am 01.11.2006 bzw. 09.11.2007 verursachten 

Treibselanfall zu berücksichtigen und die bei früheren oder späteren Sturmfluten zusätzlich 

angefallenen Treibselmengen nicht zu berücksichtigen. 

Der relativ einfach gehaltene Schlüssel mit Fotos sollte die möglichst objektive Erfassung 

des Treibselaufkommens durch unterschiedliche Personen ermöglichen. Es sollten für die 

gesamte Deichlinie vergleichbare, „absolute“ Werte aufgenommen werden. Es ging nicht 

darum, zu dokumentieren, ob der Treibselanfall an einem bestimmten Deichabschnitt höher 

war als in anderen Wintern. 

Die von den Deichverbänden eingesendeten Karten wurden von planungsgruppe grün in 

GIS-Daten übersetzt. Als topologische Datengrundlagen wurden folgende GIS-Daten 

herangezogen: 

die Hauptdeichlinie des gesamten Tidebereichs der Festlandsküste und der drei 

Ästuare von Ems (flussaufwärts bis Herbrum), Weser (bis Bremen) und Elbe (bis 

Geesthacht) (Linien-Thema), 

die Vegetationskartierungen der Vorländer der Festlandsküste und der Ästuare 

(Quellen siehe Kapitel 4.2.3). 

Betrachtungsraum der Auswertung ist: 

die gesamte niedersächsische Festlandsküste mit ihren drei großen Buchten Dollart, 

Leybucht und Jadebusen, ihren westexponierten Abschnitten in der Krummhörn und 

dem Land Wursten sowie ihren überwiegend nordexponierten Abschnitten an der 

friesischen und ostfriesischen Festlandsküste, 

der gesamte Tidebereich von Elbe und Weser, wobei an der Elbe nur die 

niedersächsische Seite in die Betrachtung einbezogen wurde. 

Da beide Sturmfluten die Sommerdeiche überspült hatten, wurden dem Hauptdeich 

vorgelagerte Sommerpolderflächen in die Untersuchung einbezogen. 

Die gewonnenen Daten wurden in ein Geographisches Informationssystem (GIS) überführt. 

Das Linien-Thema mit der Hauptdeichlinie wurde in Abschnitte unterteilt und für jeden 

Abschnitt die ermittelte Mengenkategorie attributiert. Ein Deichabschnitt ist hierbei definiert 

durch eine einheitliche Mengenkategorie des angefallenen Treibsels. Änderte sich die 

erfasste Kategorie, so wurde an dieser Stelle ein neuer Deichabschnitt begonnen. Diese 

Bearbeitung erfolgte sowohl für die Daten aus 2006 als auch aus 2007. 

Anhand der Analyse der GIS-Daten konnten 5 Variablen gewonnen werden, die das 

Treibselaufkommen eines einzelnen Deichabschnitts erklären (siehe nachfolgende Tabelle 

18). Diese Variablen lagen als Einträge in den GIS-Datensätzen (Attributtabellen) für jede 

betrachtete Flächeneinheit vor. 



Tabelle 18: Zur Erklärung des beobachteten Treibselaufkommens verwendete Variablen 

erklärende Variable methodische Erläuterung 

Vorlandfläche je 

Deichabschnitt 


Dazu wurde das Linien-Thema „Treibselmengen“ mit dem Flächen-Thema 

„Vorland“ verschnitten. Für jeden Deichabschnitt wurde die Summe aller 

Einzelflächen gebildet und die Summe auf einen lfd. m Deichabschnitt 

umgerechnet. Da die Zahl sehr kleiner Flächen überwiegt, wird die Variable zur 

Annäherung an eine Normalverteilung logarithmiert (zur Basis 10). 

Nutzung des Vorlandes Auf der Basis der verschnittenen Karten „Treibselmengen“ und „Vorland“ wurde die 

Summe aller Einzelflächen eines Nutzungstyps pro Deichabschnitt gebildet und 

diese auf lfd. m Deichabschnitt bezogen. 

Vegetation des Vorlandes Auf der Basis der verschnittenen Karten „Treibselmengen“ und „Vorland“ wurde die 

Summe aller Einzelflächen eines Vegetationstyps pro Deichabschnitt gebildet und 

diese auf lfd. m Deichabschnitt bezogen. 

Sommerdeich vorhanden 

oder nicht 

Exposition der 

Deichabschnitte zur 

Hauptwindrichtung der 

Sturmfluten 2006 und 

2007 


Das Vorkommen von Sommerdeichen pro Deichabschnitt wurde folgendermaßen 

codiert: ja = 1, nein = 0. 

Mit Hilfe eines Skriptes wurde in ArcGIS/ArcMap die Exposition der 

Deichabschnitte in Grad berechnet. Entsprechend der Hauptwindrichtung während 

der Sturmflut wurden an der Küste die N- und NW- exponierten Deichabschnitte mit 

1 (Luv), die NO-, O-, SO-, S-, SW-, W-Abschnitte mit 0 (Lee) codiert. In Ästuaren 

wurden die N-, NW-, W-Abschnitte mit 1, die 

NO-, O-, SO-, S-, SW-Abschnitte mit 0 codiert. Ein Grund dafür ist, dass die Flüsse 

entweder in nördlicher Richtung (Ems und Weser) oder in nordwestlicher Richtung 

orientiert (Elbe) sind. Mithin weisen die Uferlinien entweder Ost- oder 

Westorientierung (Ems, Weser) bzw. Nordost- oder Südwestorientierung (Elbe) auf. 

Da der Wind während der Sturmfluten aus Nord bis Nordwest kam, haben wir auch 

west-exponierte Ufer als luvwärts codiert. 

4.4.3.1 DOKUMENTATION DER STURMFLUTEN 

Am Morgen des 01.11.2006 kam es aufgrund von lang anhaltenden starken nordwestlichen 

Winden, die zeitlich mit den Eintritt des Tidehochwassers zusammenkamen, zu einer sehr 

schweren Sturmflut an der deutschen Nordseeküste. Die Sturmflut zählt zu den schwersten 

der letzten 100 Jahre an der niedersächsischen Nordseeküste. Die Höhe dieser Flut fiel 

allerdings regional sehr unterschiedlich aus. Brennpunkt des Geschehens waren die 

Emsmündung und die Jade, wo der NLWKN eine sehr schwere Sturmflut verzeichnete. Im 

Bereich der ostfriesischen Küste und des Jadebusens wurden die Wasserstände der 1962er- 

Sturmflut teilweise erreicht, teilweise sogar übertroffen (NLWKN NOR 2006). So registrierte 

der NLWKN im Bereich der Emsmündung an den Pegeln Knock und Emssperrwerk die 

höchsten jemals gemessenen Wasserstände: An der Knock bei Emden lag der Höchstwert 

bei circa 3,6 m über MThw, am Emssperrwerk bei Gandersum bei rund 3,9 m. Die 

Betriebsstelle Brake-Oldenburg des NLWKN meldete ebenfalls eine sehr schwere Sturmflut 

im Jade-Revier mit Werten deutlich über drei Metern über MThw (Wilhelmshaven: 3,15 m, 

Vareler Schleuse 3,49 m). 

In den weiter östlich bzw. nördlich gelegenen Küstenabschnitten (Wurster Küste, 

Elbmündung, Schleswig-Holstein) hingegen waren die Wasserstände deutlich niedriger. 

Ursache für die sehr hohen Wasserstände im Bereich zwischen Ems und Weser war der


zum Scheitelpunkt der Flut von NW über N hinaus auf bis NNO drehende Wind, der das 

Wasser direkt auf die Festlandsküste drückte und dort staute. Gleichwohl verzeichnete die 

Betriebsstelle Stade des NLWKN an den Pegeln der Unterelbe in Bremerhaven, Cuxhaven, 

Otterndorf und Standersand jeweils Werte deutlich über zwei Meter über dem normalen 

Hochwasser. 

Im Jahr 2007 erzeugte Orkan „Tilo“ vom 8.11. nachts bis 9.11. mittags über der gesamten 

Nordsee einen schweren Sturm aus nordwestlicher Richtung. Vor der Emsmündung wurden 

im Mittel 22 m/s entsprechend 80 km/h (9 Bft.) gemessen mit Böen bis 31 m/s entsprechend 

111 km/h. Weiter zur Küste war der Wind schwächer. Etwa 80 km vor der Küste wurden im 

Mittel 19 m/s entsprechend 69 km/h (8 Bft.) gemessen. Durch die große Ausdehnung und 

Schwere des Windfeldes kam es am Vormittag des 9.11.2007 an der deutschen 

Nordseeküste zu einer Sturmflut, die im Bereich der großen Tidebuchten Dollart (Emden 

3,29 m über MThw) und Jadebusen (Wilhelmshaven 3,08 m über MThw) das Ausmaß einer 

sehr schweren Sturmflut erreichte (NLWKN NOR 2007). 

4.4.3.2 DOKUMENTATION DES TREIBSELANFALLS 

Zahlreiche Deichverbände sind der Aufforderung der „Treibseldokumentation“ nach den 

Sturmfluten im Jahr 2006 und 2007 nachgekommen. Dennoch liegen für einzelne 

Deichabschnitte keine Angaben vor, da von einigen Deichverbänden keine Informationen 

einzuholen waren. Hierfür liegen unterschiedlichste Gründe vor; sei es mangels Interesse 

aufgrund von geringem Treibselanfall im Verbandsgebiet, personeller Möglichkeiten oder 

sonstiger unbekannter Gründe. Insgesamt konnten für beide Jahre Daten zum Treibselanfall 

für den überwiegenden Teil der niedersächsischen Festlandküste zusammengetragen 

werden. Die erhobenen Daten wurden von planungsgruppe grün in Karten umgesetzt. 

Zur Dokumentation der Sturmfluten in den Jahren 2006 und 2007 wurden zudem die 

Scheitelwerte (maximale Wasserstände) sämtlicher Pegel entlang der Festlandsküste an den 

Tagen 01.11.2006 und 09.11.2007 bei den zuständigen Institutionen (NLWKN AUR 2009, 

NLWKN BRA-OL 2009, NLWKN STD 2009, WSA CUX 2009, WSA EMD 2009, WSA WEM 

2009, WSA WHV 2009) abgefragt. 

Die räumliche Verteilung des Treibsels nach den Sturmfluten am 01.11.2006 und 09.11.2007 

an der gesamten niedersächsischen Hauptdeichlinie kann den Karten 1a und 1b entnommen 

werden. 

Im Bereich der Elbe ist die besondere Situation zu beachten, dass das abgelagerte Treibsel 

bei nachfolgenden, höheren Fluten teilweise wieder weggeschwemmt und auf der schleswig- 

holsteinischen Seite abgelagert wurde. Dieses Phänomen ist offenbar regelmäßig zu 

beobachten (telef. Auskunft von H. Barwig, Vorsteher DV Kehdingen-Oste, 17.01.2007). 



Es ist erkennbar, dass die angefallenen Treibselmengen in beiden Jahren am höchsten 

waren: 

an west- und nordexponierten Deichabschnitten, besonders mit vorgelagertem 

Vorland (Küste und Elbe), 

auf den Ostufern von Ems und Weser (Ästuare). 

Nur geringer Treibselanfall wurde an den schar liegenden Deichen (Deiche ohne 

vorgelagertes Vorland) dokumentiert. 

Vor den Hauptdeichen vorgelagerte Sommerdeiche fingen teilweise größere Mengen 

Treibsel ab, so dass an diesen Stellen der Treibselanfall am Hauptdeich deutlich geringer 

war (z.B. Langwarder Groden, Belumer Außendeich). Wurden die Sommerdeiche jedoch 

überspült, so wurde das Treibsel überwiegend am Hauptdeich abgelagert (z.B. 

Westerneßmer Sommerpolder). 

Die geschätzte Menge angelandeten Treibsels belief sich nach der Sturmflut 2006 an der 

Festlandsküste auf mindestens 165.510 m³. Die Deichbände haben zur Beseitigung dieser 

Mengen Entsorgungskosten von mindestens 1,28 Mio. € einschließlich der Beseitigung 

kleinerer Schäden geschätzt. Für das Jahr 2007 betrug die geschätzte Menge an der 

Festlandsküste mindestens 79.580 m³ und somit wesentlich weniger als im Vorjahr – hier ist 

jedoch zu beachten, dass nicht alle Deichbände die Treibselmengen und Entsorgungskosten 

gemeldet haben. Beispielsweise fehlen Daten vom II. Oldenburgischen Deichband, der im 

Jahr 2006 ein Gros des Treibselaufkommens auf seinem Verbandsgebiet aufgefunden hat 

(vgl. Tabelle 19). 

In den Ästuaren ist nach Schätzungen der Deichbände im Verlauf der Sturmflut 2006 mehr 

als 112.000 m³ Treibselmaterial angefallen. Für die Entsorgung wurden Kosten von 

mindestens 86.300 € gemeldet, allerdings liegen für mehrere Deichverbände, die von 

Treibselanfall betroffen waren, hierzu keine Angaben vor. Für die darauffolgende starke 

Sturmflut 2007 gaben die Verbände Treibselmengen von mindestens 79.580 m³ an. Über die 

damit verbundenen Entsorgungskosten dieses Jahres liegen dem Projekt keine Schätzungen 

vor (vgl. Tabelle 20). 

Bei der Interpretation der Daten ist zu berücksichtigen, dass nicht von sämtlichen 

Deichbänden Angaben oder nur sehr grobe Schätzungen gemacht werden konnten. 

Die Ergebnisse der statistischen Auswertung zwischen den Treibselmengen einerseits und 

der Exposition des Deichabschnittes, der Vorlandtiefe und weiteren Faktoren sind in Kapitel 

5.3 dargestellt. 



Tabelle 19: Übersicht über geschätzte angefallene Treibselmengen und geschätzte 

Entsorgungskosten durch die Sturmfluten am 01.11.2006 und 09.11.2007 an der Festlandsküste 

Quelle: Angaben der Institutionen 

Institution geschätzte 

Menge 

Deichacht 

Esens-Harlingerland 

Deichacht Krummhörn 15.000-18.000 

m 3 

geschätzte 

Entsorgungskosten 

geschätzte 

Menge 

geschätzte 

Entsorgungskosten 

2006 2006 2007 2007 

6.070 m 3 33.000 € 4.210 m³ k. A. 

ca. 75.000 € 11.100 m³ k. A. 

Deichacht Norden 7.500 m 3 k.A. 4.550 m 3 k.A. 

Deichverband 

Land Wursten 

k.A. k.A. 22.000 m³ k.A. 

II. Oldenburgischer Deichband 72.000 m 3 1.100.000. € k. A. k. A. 

III. Oldenburgischer Deichband 33.000 m 3 70.000 € 29.000 m³ k. A. 

Rheider Deichacht 3.000 m 3 6.300 € k. A. k. A. 

NLWKN Norden 

Sommerdeiche Ostfriesland 

Leybucht 

Dollart 

Emsmündung 

11.040 m³ 

7.900 m 3 

10.000 m³ 

k. A. 

k.A. 

k.A. 

k.A. 

k.A. 

1.970 m³ 

1.700 m³ 

4.600 m³ 

450 m³ 

Summe min. 165.510 m 3 min 1,28 Mio. € min. 79.580 m³ k.A. 

k. A. 

k. A. 

k. A. 

k. A. 



Tabelle 20: Übersicht über geschätzte angefallene Treibselmengen und geschätzte 

Entsorgungskosten durch die Sturmflut vom 01.11.2006 in den Ästuaren 

Quelle: Angaben der Institutionen 

Institution geschätzte Menge geschätzte 

Entsorgungskost 

en 

Artlenburger 

Deichverband 

Cuxhavener 

Deichverband 

Deich- u. 

Wasserverband 

Vogtei-Neuland 

Deichverband der I. 

Meile Alten Landes 

Deichverband der II. 

Meile Alten Landes 

Deichverband 

Heede-Aschendorf- 

Papenburg 

Deichverband 

Kehdingen-Oste 

Deichverband 

Osterstader Marsch 

Hadelner Deich- u. 

Uferbauverband 

Harburger 

Deichverband 

I. Oldenburgischer 

Deichband 

Leda-Jümme- 

Verband 

Moormerländer 

Deichacht 


geschätzte Menge geschätzte 

Entsorgungskost 

en 

2006 2006 2007 2007 

k. A. k. A. 1.420 m³ k. A. 

k. A. k. A. k. A. k. A. 

0 m 3 k. A. k. A. k. A. 

0 m 3 k. A. k. A. k. A. 

0 m³ k. A. k. A. k. A. 

200 m3 k. A. 900 m³ k. A. 

80.000 m3 80-100.000 € 52.000 m³ k. A. 

20.000-25.000 m³ k.A. k.A. k.A. 

3.500-5.500 m3 k. A. 11.500 m³ k. A. 

0 m 3 k. A. 0 m³ k. A. 

480 m 3 k. A. k. A. k. A. 

50 m 3 k. A. 20 m³ k. A. 

3.000m 3 k. A. 1.470 m³ k. A. 

Ostedeichverband 1.800 m 3 k. A. k. A. k. A. 

Overledinger 

Deichacht 

600 m 3 k. A. 700 m³ k.A. 

Rheider Deichacht 3.000 m 3 6.300 € k. A. k. A. 

Summe min. 112.630 m³ min 86.300 € min. 68.010 m³ k. A. 

4.4.4 DISKUSSION 

Das Ereignis einer sehr schweren Sturmflut, wie es in den Jahren 2006 und Jahr 2007 in 

einigen Nordseeküstenabschnitten eingetreten ist, tritt seltener als einmal in 20 Jahren auf


(NLWKN NOR 2007). Aus Sicht des hier betrachteten Forschungsvorhabens waren die 

Sturmfluten der Jahre 2006 und 2007 äußert günstige Umstände, da somit beste 

Voraussetzungen für eine sachdienliche Datengrundlage vorliegen. 

Die Rückläufe der Meldungen von Treibselmengen einzelner Deichverbände erfolgten aus 

verschiedenen Gründen nicht vollständig. Die Rücklaufquote beider Jahre ist aber 

ausreichend, um belastbare Aussagen zur räumlichen Variabilität treffen zu können. 

Die angegebenen Zahlen bzw. Mengen bezüglich des Treibselanfalls und der 

Entsorgungskosten sind mit einer gewissen Vorsicht zu betrachten, da sie auf relativ 

spontanen Schätzungen in den Tagen unmittelbar nach der Sturmflut basieren. Innerhalb 

von Wochen reduziert sich das Volumen des angelandeten Treibsels durch Trocknungs- und 

Zersetzungsprozesse merklich, weshalb die Angabe der Treibselmengen nicht in 

Kubikmetern oder Tonnen erfolgte, sondern anhand der fünf Mengenkategorien. Ferner ist 

zu beachten, dass es sich bei einer Schätzung immer um die subjektive Betrachtung des 

jeweiligen Erfassers handelt. Durch die methodischen Vorgaben und den für die konkrete 

Fragestellung und der Betrachtungsraum erarbeiteten „Schlüssel“ wird jedoch eine 

bestmögliche Vergleichbarkeit gewahrt. 

4.5 DATENAUFBEREITUNG FÜR DIE STATISTISCHE AUSWERTUNG 

Die Datenaufbereitung der eingeworbenen Informationen zur Vorlandvegetation und 

-nutzung sowie zu den Treibselmengen erfolgte im Rahmen des Teilprojektes 1A durch 

Mitarbeiter der planungsgruppe grün. Die statistische Auswertung dieser Daten erfolgt 

jedoch im Rahmen des Teilprojektes 2, weshalb die Aufbereitung der Daten in enger 

Abstimmung der Projektbeteiligten erfolgte. Aus Gründen einer besseren Lesbarkeit und 

eines besseren Verständnisses wird die Methode der Aufbereitung der Daten im 

entsprechenden Kapitel des Teilprojektes 2 (Kapitel 5) dargelegt. 

4.6 FAZIT TEILPROJEKT 1A 

Im Rahmen dieses Forschungsvorhabens konnte eine umfangreiche Beschreibung des 

aktuellen Zustandes und der Entwicklung der Vorländer sowohl für die der Festlandsküste 

als auch der Ästuare erfolgen. Dies erforderte insbesondere für den Bereich der Ästuare eine 

umfangreiche Recherche, da hier eine einheitliche behördliche Zuständigkeit fehlt, wie sie für 

die Festlandsküste durch die Nationalparkverwaltung gegeben ist. Auch bestehen für die 

Ästuare keine systematischen Dokumentationen von Befliegungen, Kartierungen, 

landwirtschaftlicher Nutzung oder der Entwicklung der Größe der Außendeichsflächen. Somit 

stellt der im Rahmen dieses Projektes zusammengestellte und im geografischen 

Informationssystem aufbereitete Datensatz nicht nur eine optimale Datengrundlage für 

dieses Projekt dar, sondern steht nun auch für andere Fragestellungen zur Verfügung. 

Auf Grundlage dieser Dokumentation konnten die am besten geeigneten 

Untersuchungsgebiete für die Freilanduntersuchungen der Teilprojekte 2 (Kapitel 5) und 3 

(Kapitel 6) ausgewählt werden. In diesen Untersuchungsgebieten sind sowohl 

unterschiedliche Nutzungsformen und -intensitäten als auch unterschiedliche Standorttypen 

vertreten. Für die Festlandsküste wurden Standorte im Bereich der Leybucht, des 



Norderlandes und im Jadebusen mit Mahdnutzungen (jährlich und nicht jährlich, im Sommer) 

sowie Nutzung durch Beweidung (0,5; 1,0 und 1,5 Rind/ha) ermittelt. Als 

Untersuchungsgebiete für die Ästuare wurden drei Vorlandbereiche des Weserabschnittes 

auf Höhe der Strohauser Plate mit den Mahdnutzungen (Grünland-Mahd im Sommer, 

Röhricht-Mahd im Winter) ausgewählt. 

Die Erfassung des Treibselaufkommens in seiner räumlichen und zeitlichen Variabilität 

erfolgte nach den sehr schweren Sturmfluten in den Jahren 2006 und 2007. Das Ereignis 

einer sehr schweren Sturmflut tritt seltener als einmal in 20 Jahren auf (NLWKN NOR 2007). 

Dies macht deutlich, dass hinsichtlich der Fragestellungen, Zusammenhänge des 

Treibselaufkommens am Deichfuß bei Sturmfluten in Abhängigkeit der Biomasseproduktion 

des Vorlandes sowie der Ermittlung von Schwerpunktbereichen hinsichtlich des 

Erfordernisses eines treibselreduzierenden Vorlandmanagements, eine ausgezeichnete 

Datengrundlage geschaffen werden konnte. 



4.7 LITERATUR 

ARBEITSGEMEINSCHAFT FÜR DIE REINHALTUNG DER ELBE (ARGE ELBE) (Hrsg., 1984): 

Gewässerökologische Studie der Elbe von Schnackenburg bis zur See. Hamburg, 99 S. 

ARBEITSGRUPPE ZUM TREIBSELPROBLEM (AG TREIBSEL) (1996): Treibselproblematik an den 

Hauptdeichen der niedersächsischen Nordseeküste und der von der Tide beeinflussten 

Flussläufe. – Bericht im Auftrag der Bezirksregierung Lüneburg, 150 S. + Anhang. 

ARENS, S. (2005): Beweissicherung Küstenschutz Leybucht von 1995-2004. – Bericht des NLWKN, 

108 S. 11 Anlagen. Brake, Oldenburg, Wilhelmshaven. 

BAKKER, J. P., J. BUNJE, K. DIJKEMA, J. FRIKKE, N. HECKER, B. KERS, P. KÖRBER, J. KOHLUS & M. STOCK 

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MARENCIC & W. WIERSINGA (Hrsg.): Wadden Sea Quality Status Report 2004. – Wadden Sea 

Ecosystem 19: 163-179. 

BAKKER, J. P., J. DE LEEUW, K. S. DIJKEMA, P. C. LEENDERTSE, H. H. T. PRINS & J. ROZEMA (1993): Salt 

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BAKKER, J. P., P. ESSELINK, R. V. DER WAAL & K. S. DIJKEMA (1997): Options for restoration and 

management of coastal salt marshes in Europe. - In: URBANSKA, K. M., N. R. WEBB & P. J. 

EDWARDS: Restoration ecology and sustainable development. Cambridge: University Press. 

286-322. 

BIOS (2005): Digitale Aufbereitung von Unterlagen zur Ausdehnung von Röhrichten an der Unter- und 

Außenweser seit ca. 1950. Teil I bis IV. Unveröffentlichtes Gutachten im Auftrag des 

Wasser- und Schifffahrtsamtes Bremerhaven. 

BUNDESANSTALT FÜR GEWÄSSERKUNDE (BFG) (2004): Analyse der aktuellen räumlichen Veränderungen 

ufernaher Röhrichte und Uferstauden unter besonderer Berücksichtigung ihrer historischen 

Entwicklung der letzten 30 bis 50 Jahre, Schröder, BfG-1441 

BUNJE, J. & J.L. RINGOT (2003): Lebensräume im Wandel. Flächenbilanz von Salzwiesen und Dünen 

im niedersächsischen Wattenmeer zwischen den Jahren 1966 und 1997 - eine 

Luftbildauswertung - Schriftenreihe Nationalpark Nds. Wattenmeer, Bd. 7. 46 S. + CD-Rom. 

BUNJE, J. & R. ZANDER (1999): Salzwiesenschutz im Nationalpark Niedersächsiches Wattenmeer. – In: 

Nationalparkverwaltung Niedersächsiches Wattenmeer & Umweltbundesamt (Hrsg.): 

Umweltatlas Wattenmeer, Bd.2. Wattenmeer zwischen Elb- und Emsmündung. Stuttgart: 

Ulmer, 200 S. 

DIJKEMA, K. S. & W. J. WOLFF (Bearb.; 1983): Ecology of the Wadden Sea. Rotterdam: Balkema. 

DRACHENFELS, O. V. (2004): Kartierschlüssel für Biotoptypen in Niedersachsen unter besonderer 

Berücksichtigung der nach § 28a und 28b NNatG geschützten Biotope sowie der 

Lebensraumtypen von Anhang I der FFH-Richtlinie. Naturschutz Landschaftspfl. 

Niedersachs. Heft A/4. 240 S. 

ESSELINK, P. (2000): Nature management of coastal salt marshes. Dissertation, Universität Groningen. 

GEMEINSAME LANDESPLANUNG BREMEN/NIEDERSACHSEN (GLP) (1993): Rahmenkonzept zur 

Renaturierung der Unterweser und ihrer Marsch. Teil 1. 369 S. 

GFL, BIOCONSULT & KÜFOG (2006): Fahrrinnenanpassung der Unter- und Außenweser an die 

Entwicklungen im Schiffsverkehr mit Tiefenanpassung der hafenbezogenen Wendestelle. 



Umweltverträglichkeitsuntersuchung - Beschreibung und Bewertung des Ist-Zustandes. 

Gutachten im Auftrag der Wasser- und Schifffahrtsämter Bremerhaven und Bremen. 

Bremen, Loxstedt: 485 S. 

GROTJAHN, M. (1983): Die eulitorale Ufervegetation der Wesermündung. – Forschungsstelle für Insel- 

und Küstenschutz. Bd. 34 (Jahresbericht 1982). 

HOCHSCHULE VECHTA, FORSCHUNGSZENTRUM FÜR GEOINFORMATIK UND FERNERKUNDUNG (HS VECHTA) 

(2006): Biotoptypen-/Vegetationskartierung von Vordeichsflächen an Unter- und 

Außenweser auf der Grundlage einer HRSC-AX-Befliegung (28. Juli 2002). Endbericht, 

Stand: Mai 2006. – Gutachten im Auftrag des Wasser- und Schifffahrtsamtes Bremerhaven. 

Vechta, 42 S. + Anlagen. 

IBL Umweltplanung GmbH (IBL) (2008): Kartierung der Biotop- und FFH-Lebensraumtypen im Ems- 

Außenbereich (Datenerfassung 2006/2007). Erfassung im Auftrag der Meyer-Werft GmbH. 

GIS-Daten und veröffentlichtes Gutachten, Oldenburg. 

KEMPF, N., J. LAMP & P. PROKOSCH (Bearb.; 1987): Salzwiesen - geformt von Küstenschutz, 

Landwirtschaft oder Natur? WWF-Tagungsberichte 1. 

KÜFOG (2005): Digitale Aufbereitung von Unterlagen zur Ausdehnung von Röhrichten an der Unter- 

und Außenweser seit ca. 1950. 3 Bände. Unveröffentlichtes Gutachten im Auftrag des 

Wasser- und Schifffahrtsamtes Bremerhaven. 

LANDKREIS (LK) WESERMARSCH/ UMWELTBUNDESAMT (UBA) (1989): Ökologische Potential- und 

Belastungsanalyse Landkreis Wesermarsch. Abschlussbericht des Forschungs- und 

Entwicklungsvorhabens. ARSU GmbH Oldenburg im Auftrag des LK Wesermarsch und des 

UBA. 349 S. 

NIEDERSÄCHSICHER LANDESBETRIEB FÜR WASSERWIRTSCHAFT UND KÜSTENSCHUTZ – BETRIEBSSTELLE 

NORDEN (NLWKN NOR) (2003): Vorlandmanagementplan für den Bereich der Deichacht 

Norden. Unveröffentlichtes Gutachten, 40 S. + Karten, Norden. 

NIEDERSÄCHSICHER LANDESBETRIEB FÜR WASSERWIRTSCHAFT UND KÜSTENSCHUTZ NORDEN (NLWKN 

NOR) (2006): Pressemitteilung vom 01.11.2006. Verantw.: H. Heyken & A. Stolz. 

NIEDERSÄCHSICHER LANDESBETRIEB FÜR WASSERWIRTSCHAFT UND KÜSTENSCHUTZ NORDEN (NLWKN 

NOR) (2007): Pressemitteilung vom 09.11.2007. Verantw.: H. Heyken. 

NIEDERSÄCHSISCHER LANDESBETRIEB FÜR WASSERWIRTSCHAFT UND KÜSTENSCHUTZ – BETRIEBSSTELLE 

BRAKE - OLDENBURG (NLWKN BRA-OL) (2008): FFH-Gebiet 013 „Ems“ - FFH- 

Lebensraumtypen und Biotoptypen, Stand 2006/2007. GIS-Daten, Brake – Oldenburg. 

SCHRÖDER, U.(2007): Aktuelle und historische Röhrichtentwicklung an der Unter- und Außenelbe. - In: 

Bundesanstalt für Gewässerkunde (BfG) (2007): Veranstaltungen – Röhrichte an 

Bundeswasserstraßen (im norddeutschen Raum), Heft 2/2007: 20 – 30. 

STOCK, M. & K. KIEHL (2000): Empfehlungen zum Salzwiesenmanagement im Nationalpark Schleswig- 

Holsteinisches Wattenmeer. - In: Stock, M. & K. Kiehl (Hrsg.): Die Salzwiesen der 

Hamburger Hallig. - Schriftenreihe des Nationalparks Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer 

11: 74-77. 

STOCK, M., K. KIEHL & H. D. REINKE (1997): Salzwiesenschutz im schleswig-holsteinischen 

Wattenmeer. - Schriftenreihe des Nationalparks Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer 7. 



WASSER- UND SCHIFFFAHRTSAMT HAMBURG (WSA HH) (2007): Anpassung der Fahrrinne von Unter- und 

Außenelbe an die Containerschifffahrt. Planfeststellungsunterlage nach 

Bundeswasserstraßengesetz. http://www.zukunftelbe.de/Projektbuero/service/ index.php, 

01.06.07. 

WESEMÜLLER, H. & J. LAMP (1987): Die Nutzung der Salzwiesen im niedersächsischen und 

hamburgischen Wattenmeer. - In: KEMPF, N., J. LAMP & P. PROKOSCH (Bearb.): Salzwiesen - 

geformt von Küstenschutz, Landwirtschaft oder Natur? WWF-Tagungsberichte 1: 113-122. 

WITT, J. (2004): Analysing brackish benthic communities of the Weser estuary: Spatial distribution, 

variability and sensitivity of estuarine invertebrates. – Dissertation Universität Bremen. 



5 TEILPROJEKT 2: ZUSAMMENHÄNGE ZWISCHEN 

UMWELTBEDINGUNGEN, BIOMASSEPRODUKTION UND 

TREIBSELMENGE IN DEICHVORLÄNDERN DER KÜSTE UND ÄSTUARE 

5.1 ANLASS UND ZIELSETZUNG 

Die Pflanzen des Deichvorlandes produzieren Biomasse, von der ein mehr oder weniger 

großer Teil als Treibsel an die Deiche angespült wird. Wenn die Treibselmenge reduziert 

werden soll, so muss auch die Biomassebildung der Vorländer reduziert werden. Die 

Biomasse des Vorlandes ist allerdings nicht überall gleich, sondern ausgesprochen 

unterschiedlich. Diese Unterschiede hängen einerseits von den Umweltfaktoren ab, 

andererseits von den Fähigkeiten und Eigenschaften der Pflanzen zur Bildung und zum 

natürlichen Abbau der Biomasse. Diese Beziehungen sind zu quantifizieren, bevor 

angepasste Managementstrategien entwickelt werden. Des Weiteren stellt sich die Frage, ob 

die Biomasseproduktion des Vorlandes eines gegebenen Deichabschnittes auch für die 

Treibselanspülung an diesem Deichabschnitt verantwortlich ist. Man kann annehmen, dass 

Sturmfluten Treibsel aus Vorländern örtlich unterschiedlich aufnehmen und absetzen. 

Deshalb ist es notwendig, nachzuweisen, ob eine enge Beziehung zwischen produzierter 

Biomasse des Vorlandes und der Treibselmenge besteht, die an dem Deichabschnitt 

angespült wurde, welcher das Vorland landseitig begrenzt. 

5.2 TEILPROJEKT 2A: BIOMASSEPRODUKTION NIEDERSÄCHSISCHER 

SALZWIESEN UND BRACKWASSERRÖHRICHTE IN ABHÄNGIGKEIT 

VON UMWELTBEDINGUNGEN 



Prof. Dr. Michael Kleyer, Dr. Vanessa Minden, Dipl. Landschaftsökologen 

Sandra Andratschke, Janina Spalke, Hanna Timmermann (Uni Oldenburg) & 

Antje Bremermann (planungsgruppe grün) 

Salzwiesen und Brackwasserröhrichte gehören zu den produktivsten Ökosystemen der Erde 

(Begon et al. 2005). Die Produktivität dieser Ökosysteme stellt eine für die Gesellschaft 

wesentliche Dienstleistung (i.S.v. ‚ecosystem service„) dar. Durch Pflanzenwachstum und 

Biomassebildung wird Kohlendioxid aus der Atmosphäre sequestriert, die Sedimentierung 

und damit das Anwachsen der Küste gefördert und die Wellenenergie bei Sturmfluten 

gedämpft. Zudem bieten diese Ökosysteme Habitatfunktionen für Tiere, wie z.B. Nahrung 

und Brut- und Rastplätze, u.a. für Küstenvögel (Bakker et al. 2005, Blew et al. 2005). 

Darüber hinaus kann die pflanzliche Biomasse der Salzwiesen und Brackwasserröhrichte für 

die Milchvieh- und Schafwirtschaft oder als Grundlage für erneuerbare Energie verwendet 

werden, sofern Naturschutzziele dem nicht entgegenstehen. Die als Streu anfallende 

Biomasse von Salzwiesen und Brackwasserröhrichten wird zum großen Teil direkt am 

Wuchsort abgebaut und mineralisiert, bei Sturmfluten aber auch abgerissen und 

abtransportiert. Sie wird dann teilweise ins Meer gespült und größtenteils als Treibsel (Teek) 

am Deich oder im Vorland abgelagert. Sofern die Streu ins Meer gespült wird, wird sie dort 

zum Bestandteil der marinen Nahrungskette. Am Deich kann Treibsel dazu führen, dass die


Grasnarbe unter massiven Lagen von Treibsel zerstört wird und damit der Deich bei 

zukünftigen Sturmfluten anfälliger für Schäden wird (Erchinger 1985, Gettner 2003). Um dies 

zu verhindern, wird das anfallende Treibsel beseitigt, wodurch Kosten entstehen, die 

gegebenenfalls durch eine weitere Verwendung, z.B. als Material zur Energiegewinnung, 

kompensiert werden könnten. 

Die Biomasseproduktion und ihr Umsatz in den Ökosystemen Salzwiese und 

Brackwasserröhricht werden einerseits von der Nutzung durch Beweidung oder Mahd, 

andererseits von den sehr unterschiedlichen abiotischen Umweltbedingungen (z.B. 

Salzgehalt, Grundwasser, Nährstoffe) bestimmt. Um die genannten Funktionen gesamthaft 

in die Abwägung einzubringen, ob Salzwiesenschutz mit oder ohne Nutzung geschehen soll, 

ist es wesentlich, die Veränderung der Biomasseproduktion in Abhängigkeit von den 

Umweltbedingungen und der Nutzung zu kennen. Das Ziel dieser Arbeit ist es, die 

Umweltfaktoren, die für die Produktion, die stehende Biomasse im Sommer und ihre 

Abbaurate wesentlich sind, zu identifizieren. Managementstrategien können dann daran 

ansetzen, durch gezielte Veränderung der Umweltbedingungen die Biomasseproduktion zu 

beeinflussen. 

Die bisherigen Arbeiten zu diesem Thema zeigen, dass Salzwiesen weit intensiver als 

tidebeeinflusste Brackwasserröhrichte untersucht wurden. Bei den auch im Vergleich zu 

terrestrischen Lebensräumen sehr gut bearbeiteten Salzwiesen wurden die in Tabelle 21 

genannten Themen besonders bearbeitet. 

Tabelle 21: Übersicht über Salzwiesenliteratur 

Schwerpunkt Bearbeitet von 

Vegetationsentwicklung und 

-dynamik 

Nährstoffbilanzen, -dynamik, 

-verfügbarkeit 

Zonierung in Abhängigkeit von Salinität, 

Überflutung und Staunässe 

Kiehl et al. 1997a, Bakker 1998, Esselink et al. 1998, Heinze et al. 

1999, Kinder and Vagts 1999, Van Wijnen 1999, Rozema et al. 

2000, Stock and Kiehl 2000, Janssen 2001, Schroeder et al. 2002, 

Freund et al. 2003, Kleyer et al. 2003 

Kiehl et al. 1997a, van Wijnen and Bakker 1997, Van Wijnen 

1999, Rozema et al. 2000, Van Wijnen and Bakker 2000 

Vince and Snow 1984, Roozen and Westhoff 1985, Kiehl 1997, 

Leendertse et al. 1997, Bockelmann et al. 2002 

Biomasseproduktion Van de Koppel et al. 1996, Van Wijnen and Bakker 2000, Kuijper 

and Bakker 2003 

Bisher fehlt jedoch eine integrierte Darstellung der Biomassebildung in Relation zu allen 

wesentlichen Umweltfaktoren, in der der Einfluss der Umweltfaktoren und ihre Interaktionen 

ermittelt werden. Außerdem sind bisher wenige Arbeiten bekannt, in denen sowohl die 

stehende Biomasse als auch der Zuwachs über die Zeit und der Abbau der Biomasse in 

Bezug zu den Umweltfaktoren untersucht wurden. Um diese Integration zu gewährleisten, ist 

es allerdings notwendig, an jeder Probefläche alle wesentlichen abiotischen 

Umweltparameter, die Nutzungsintensität, die Vegetation und die Parameter der 

Biomasseproduktion zu erfassen. Zum anderen muss die Lage der Probeflächen so 

angeordnet („stratifiziert“) werden, dass alle wichtigen Umweltausprägungen an der Küste in 

ausreichender Wiederholung repräsentiert sind. Dieser Untersuchungsansatz wurde hier 



verfolgt. Dabei liegt der Schwerpunkt auf den anthropogenen, vielfach im Rahmen des 

Lahnungsbaus entstandenen Festlandssalzwiesen. Sehr viele Arbeiten zu den Salzwiesen 

des Wattenmeeres beziehen sich aber auf natürliche Salzwiesen der Inseln im Wattenmeer, 

die sandigeren Untergrund als die Festlandküste aufweisen. Um einen Vergleich zur Literatur 

zu gewährleisten, wurde zusätzlich Salzwiesen der Insel Mellum untersucht. Da von dieser 

Insel nur ein geringer Teil durch Menschen umgestaltet wurde (der „Ringdeich“ mit dem 

Vogelwärterhaus), ermöglicht diese Untersuchung eine Referenz auf natürliche Salzwiesen 

im Gegensatz zu anthropogenen Salzwiesen. 

Die Erfassungen zu bodenkundlichen Standortparametern, Höhe von Biomasse und 

Produktivität der Vegetationsbestände sowie der Höhe des winterlichen Austrags durch 

Sturmfluten erfolgte im Rahmen der Untersuchungen für den II. Oldenburgischen Deichband 

„Standortbedingungen und Biomasse von Vorländern als Ursache für Treibselanfall“. 

5.2.1.1 ZONIERUNG DER SALZWIESE UND UMWELTBEDINGUNGEN 

Makronährstoffe wie Phosphor und Stickstoff sind im Meerwasser in gelösten organischen 

und anorganischen Stoffen und partikulären Schwebstoffen enthalten (Meyer-Reil 2005). Im 

Wattenmeer stammen sie aus den Flüssen, dem Nordseewasser, der Atmosphäre und aus 

anthropogenen Einträgen (Brockmann et al. 1990). Während gelöste Stoffe mit den 

Wassermassen transportiert werden, können Schwebstoffe in Abhängigkeit von der 

Strömungsgeschwindigkeit und der Partikelgröße sedimentieren (ebenda). Eisma & Kalf 

(1987) beschreiben die Ästuare und das Wattenmeer als Sedimentfallen für Schwebstoffe 

und die darin enthaltenen Nährstoffe. Besonders Schlick ist reich an sedimentierter 

organischer Substanz und damit an Stickstoff und Phosphor (Gray and Bunce 1972, 

Ellenberg 1996). Außerdem sind der Tongehalt und damit die Bindungsfähigkeit für 

Nährstoffe höher als in Sandböden. Olff et al. (1997b) stellten deshalb einen Zusammenhang 

zwischen der Mächtigkeit der Schlickauflage auf den Salzwiesen von Schiermonnikoog und 

dem Stickstoffgehalt im Boden fest. 

Da die Mineralisierung von Nährstoffen aus organischer Substanz bei Überschwemmung, 

hohem Grundwasserstand und anoxischen Bedingungen abnimmt (Hemminga et al. 1991), 

kann angenommen werden, dass die pflanzenverfügbaren Nährstoffe von der Pionierzone 

zur oberen Salzwiese ansteigen (Van Wijnen and Bakker 2000, Abbildung 11). 



Abbildung 11: Erwartungen zur Ausprägung der Umweltfaktoren in Salzwiesen 

5.2.1.2 EINFLUSS DER UMWELT AUF DIE BIOMASSEPRODUKTION IN 

SALZWIESEN 

Die Überflutungshäufigkeit nimmt von der Pionierzone zur oberen Salzwiese ab. Während 

die Pionierzone zweimal täglich überflutet wird, wird die obere Salzwiese nur bei hohen 

Springtiden und Sturmfluten überflutet. Die Überflutungshäufigkeit wird als wichtiger 

Umweltfaktor für die Artenverteilung der Salzwiesen angesehen (Bockelmann et al. 2002). 

Jedoch muss dies nicht für die Biomasse gelten, da unterschiedliche 

Pflanzengemeinschaften ähnliche Biomassemengen bilden können. Aus der Interaktion 

dieser Umweltfaktoren lässt sich die Erwartung ableiten, dass die Biomasse von der unteren 

zur oberen Salzwiese ansteigen wird. Die Arbeiten von Van Wijnen (1999) zeigen allerdings, 

dass die Biomassebildung ebenfalls von dem Alter und der Kleiauflage der Salzwiese 

bestimmt wird. 

Experimente mit verschiedenen Bestockungsvarianten (Schafe, Rinder) und unbeweideten 

Kontrollflächen haben gezeigt, dass die Phytodiversität bei landwirtschaftlich üblicher 

Bestockung sehr gering ist und zunimmt, wenn die Beweidung reduziert wird. Mehrere 

Dauerbeobachtungen entlang der Wattenmeerküste ergaben aber auch, dass die Diversität 

der Pflanzenarten einzelner Probeflächen auf unbeweideten Flächen gegenüber solchen auf 

moderat beweideten Flächen signifikant abnimmt (Bakker et al. 2002b). 



Stock & Kiehl (2000) argumentieren demgegenüber, dass die Aufgabe der künstlichen 

Drainierung der Salzwiesen, der Anstieg des Wasserspiegels und die Entwicklung natürlich 

mäandrierender Entwässerungssysteme die Zahl und Größe von nassen und salzreichen 

Mulden, Prielbänken und anderen extrazonalen Habitaten erhöhen würde. Mit der damit 

entstehenden höheren Habitatvielfalt in Zeit und Raum würde die auch unter natürlicher 

Entwicklung auf Einzelflächen zurückgehende Artenzahl kompensiert werden. Nach ihrer 

Annahme würden unbeweidete Salzwiesen die gleiche Artenzusammensetzung beinhalten 

wie moderat beweidete Salzwiesen, bloß in einem in Zeit und Raum eher unregelmäßigen 

Muster von Habitaten. Eine Studie von Kleyer et al. (2003) zeigt, dass die Sukzession zu 

dominanten Queckenbeständen in feuchten Mulden verzögert wird, was die Argumentation 

von Stock & Kiel (2000) unterstützt. Gemäß den oben genannten Erwartungen zum Einfluss 

des Grundwasserstandes und des Salzgehaltes könnte dann in der Fläche die Produktivität 

fallen. 

Um diese Erwartungen zu überprüfen, haben wir an mehreren Standorten der 

niedersächsischen Festlandsküste zwischen Weser und Ems sowie auf der Insel Mellum 

Messungen zu den Umweltparametern, den Pflanzengemeinschaften, der 

Biomasseproduktion und dem Abbau der Biomasse durchgeführt. 

Die Fragestellungen bei dieser Untersuchung waren: 

Welche Umweltfaktoren bestimmen die oberirdische Produktion, die stehende 

Biomasse und den Abbau der Biomasse? 

Wie wirkt sich Nutzung auf die Biomassemengen aus? 

Wie unterscheiden sich die Pflanzengemeinschaften im Hinblick auf die 

Biomassebildung? 

Kann die Produktivität der Salzwiesen, welche das Treibsel verursacht, durch 

natürliche Dynamik und den damit neu entstehenden Habitaten (feuchte Mulden, 

Salzanreicherungen) verringert werden und damit die Treibselmengen reduziert 

werden? Dabei ist zu berücksichtigen, auf welchen Flächen ein Management durch 

natürliche Dynamik aus Sicht des Küstenschutzes und des Naturschutzes möglich ist. 


5.2.2.1 UNTERSUCHUNGSGEBIETE 

In den überwiegend anthropogenen Salzwiesen der Festlandsküste wurden insgesamt 113 

Probeflächen eingerichtet (Tabelle 22), die sich zwischen Weser- und Emsmündung 

verteilen (Abbildung 12). Zusätzlich wurden 57 Probeflächen auf Mellum einbezogen, die im 

Rahmen anderer Forschungsprojekte angelegt worden sind. Mellum ist eine unbewohnte 

Insel zwischen der Außen-Jade und der Außen-Weser, die hier als Referenzgebiet für 

natürliche Salzwiesenentstehung und unbeeinflusstes Küstenökosystem mit natürlicher 

Entwässerung herangezogen wird. Abiotische Parameter wurden auf allen Probeflächen, 

Biomasse-Messungen auf 113 Probeflächen (keine Messung auf 57 Probeflächen im 



Norderland) und Streuabbau-Messungen auf 72 Probeflächen (keine Messung auf 57 

Probeflächen im Norderland und keine auf Mellum) erhoben. 

Tabelle 22: Verteilung der Probeflächen für den Salzwiesendatensatz 

Ort Lage im Gradnetz Anzahl bei jeweiliger Nutzungsform Anzahl insgesamt 

Leybucht 53°55„ N, 7°12„ E 4 Brache, 4 beweidet (1,0 GVE/ha) 8 

Norderland 53°68„ N, 7°32„ E 65 Brache, 24 beweidet 

(GVE/ha: 6 x 0,5; 5 x 1,0; 13 x 1,5) 

Jadebusen 53°50„ N, 8°32„ E 

Beckmannsfeld 8 Brache 8 

Ahndeich 4 Brache, 8 Mahd 12 

Dangast 8 Brache, 4 Mahd 12 

Mellum 53°43‟ N, 8° 9‟ E 41 Brache 41 

Abbildung 12: Lage der Untersuchungsgebiete der Salzwiesen 

An den Ästuaren wurden die Probenahmen an der Weser durchgeführt. Die 32 Probeflächen 

liegen im oligohalinen Bereich der Weser zwischen Brake und Rodenkirchen. Hier finden 

sich vier wesentliche Vegetationstypen vor dem Deich: das genutzte, höher gelegene 

Grünland, unterhalb des Grünlandes gelegene, hin und wieder gemähte Seggenrieder, sowie 

in Ufernähe die bei Flut überschwemmten Schilfriede. Von Letzteren wurden ungemähte und 

im Winter gemähte Flächen untersucht (Tabelle 23). 

89 



Tabelle 23: Verteilung der Probeflächen für den Datensatz des Ästuars 

Untersuchungs-gebiet Schilf-Röhricht 

(ungenutzt) 


Schilf-Röhricht 

(Wintermahd) 

Grünland auf 

Röhricht 

Standorten 

(extensive 

Nutzung) 

Grünland auf 

Röhricht 

Standorten 

(intensive 

Nutzung) 

Abser Sand 2 - - 4 

Dreptersiel 4 6 - - 

Schmalenflether Sand 2 2 8 4 

Abbildung 13: Lage der Untersuchungsgebiete im Weserästuar 

5.2.2.2 BIOMASSE-ENTNAHME 

Auf den Flächen in den Salzwiesen wurden jeweils im November 2006, März und August 

2007 Biomasseproben entnommen. Die Beprobung der Ästuarflächen fand im März und 

August 2008 statt. Auf jeder Fläche wurde innerhalb von Alurahmen (0,5 x 0,25 m) die 

oberirdische Biomasse entnommen. Es erfolgte eine viermalige Wiederholung, so dass 

insgesamt 0,5 m 2 beprobt wurde. Für statistische Analysen wurden diese auf 1 m 2 

hochgerechnet. Zwischen jedem Entnahme-Punkt wurde eine Rahmengröße freigelassen, 

um Störungen und eventuelle Verschiebungen der Rahmen auszugleichen. Die Anordnung 

der Entnahme-Felder am Beispiel einer Salzwiesen-Beprobung zeigt Abbildung 14. Nach der 

Ernte folgte die Reinigung aller Proben wegen teilweiser erheblicher Verschmutzung durch 

Sedimente. Die Biomasse der Proben, die im Frühjahr und Sommer 2007 sowie im Frühjahr 

und Sommer 2008 geerntet wurden, wurden dann nach tot und lebend getrennt und 

anschließend bei 80 °C für 72 Stunden getrocknet und ausgewogen.


Abbildung 14: Links: Beispiel eines fertig beprobten Rahmens. Rechts: Biomasse-Design und 

Aufteilung der Wiederholungen für den jeweiligen Zeitpunkt der Entnahme in Salzwiesenflächen. 

Anhand dieser Biomasse-Entnahmen konnten drei Variablen ermittelt werden: 

die stehende Biomasse (lebendig und tot) im Sommer (für die Festlandsküste 

Sommer 2007, für das Weserästuar Sommer 2008) 

die stehende Biomasse im Herbst (nur für die Festlandsküste), die von Winter- 

Sturmfluten teilweise verdriftet wird, und 

die oberirdische Primärproduktivität (Above-Ground Net Primary Productivity (ANPP); 

für die Festlandsküste und das Weserästuar). 

Die Produktivität der einzelnen Flächen lässt sich danach durch folgende Formel berechnen: 

ANPP = Biomasse Sommer lebend - 

Fläche * Anzahl Monate 

Biomasse Frühjahr lebend 

Hierbei ist die Fläche gleich 1 m 2 und die Anzahl der Monate gleich 6 (Anfang März bis 

Anfang August). Während sich die Variable ‚stehende Biomasse„ die gesamte stehende, 

oberirdische Pflanzenmaterial einschließt, die sich aus dem Wachstum mehrerer Jahre 

ergeben kann, nimmt der Begriff ‚ANPP (Aboveground Net Primary Productivity)„ Bezug auf 

den Zuwachs auf einem Standort, d.h. wie viel Pflanzenmaterial in einem bestimmten 

Zeitraum produziert wird. Bei Angaben zur stehenden Biomasse kann nicht differenziert 

werden, wann das Pflanzenmaterial produziert wurde, d.h. in den Wert kann auch Biomasse 

aus vorherigen Jahren eingehen. Bei Angaben zur ANPP hingegen ist genau bekannt, wie 

viel Biomasse in welchem Zeitraum produziert wurde. 

Auf den Flächen mit Rinderbeweidung wurden zum Schutz vor Fraß an jeder Probenstelle 

eingezäunte Bereiche, sogenannte ‚Exclosures„, errichtet (Abbildung 15). Auf den mit 

Rindern beweideten Flächen wurde innerhalb und außerhalb der Exclosures Biomasse 

entnommen. Der Biomassegehalt der Fläche innerhalb wurde auf 100 % gesetzt und der 



Gehalt außerhalb gegengerechnet. Somit wurde der Anteil an Biomasseentnahme durch 

Rinderbeweidung in Prozent ermittelt. 

Abbildung 15: Exclosure zum Schutz vor Rinderbeweidung 

5.2.2.3 FREQUENZANALYSEN 

Auf allen Probeflächen wurde mit Hilfe sog. Frequenzrahmen die Frequenz (Häufigkeit) aller 

Pflanzenarten auf einer Grundlfäche von 1 m² erfasst. Der Rahmen hat eine Kantenlänge 

von 50 x 50 cm und ist in Teilflächen von 10 x 10 cm unterteilt (siehe Abbildung 16). Auf 

jeder Probefläche wurden vier Wiederholungen durchgeführt, so dass pro Probefläche 100 

Teilflächen á 1m² ausgezählt wurden. Pro Teilfläche wurde die An- bzw. Abwesenheit einer 

Art vermerkt. Durch die große Anzahl der Wiederholungen gleicht sich die Frequenz der 

Deckung der Pflanzen an. Die Frequenzaufnahmen der Vegetation der Probeflächen wurden 

in Tabellen zusammengestellt und zu Pflanzengemeinschaften sortiert, welche sich an die 

TMAP-Einheiten anlehnen. 

Die Zählung der Frequenz ist eine Alternative zur klassischerweise angewendeten 

Schätzung des Deckungsgrades. Zwar ist die für die Frequenzermittlung verwendete Fläche 

kleiner als die für die Schätzung des Deckungsgrades verwendete (Grünland: ca. 20 m 2 ). Im 

Gegensatz zum subjektiven Ergebnis einer Deckungsschätzung ist die gezählte Frequenz 

jedoch ein objektiver Wert. Durch die große Anzahl der Wiederholungen gleicht sich die 

Frequenz der Deckung an. 



Abbildung 16: Ausgebrachter Frequenzrahmen (50 x 50 cm) mit Einteilung in 25 Kästchen (je 

10 x 10 cm) 

5.2.2.4 STREUVERLUST (DEKOMPOSITION) 

Die Zersetzungrate ist ein wesentlicher Parameter für die Treibselproduktion, denn 

unzersetzte, auf dem Boden liegende Streu kann bei Überflutungen besonders leicht 

aufschwimmen und verdriftet werden. Pflanzengemeinschaften, deren Biomasse schlecht 

zersetzbar ist, werden also besonders zur Treibselbildung beitragen. Zur Bestimmung der 

Zersetzungsraten wurden im Herbst 2007 in den Salzwiesen sogenannte ‚Litter Bags„, mit 

Biomasse gefüllte Taschen, ins Feld gebracht (Abbildung 17). Hierbei wurden jeweils vier 

Litter Bags mit 2 g Biomasse des jeweiligen Standortes (native Streu) und vier mit einem 

Standard (Standard-Streu), in diesem Fall Heu, gefüllt. Die Methode richtete sich nach 

Garnier et al. (2007). 

Die ‚Standard-Biomasse„ Heu diente dazu, den Einfluss der Umwelt auf die Zersetungsraten 

ableiten zu können, während bei der mit nativer Vorland-Streu gefüllten Litter Bags die 

Abbaufähigkeit der Vorlandarten eine Rolle spielt. 

Abbildung 17: Links: Litter Bags im Feld, durch Draht gesichert. Rechts: Schema des Litter 

Bags-Versuchsaufbaus. 



Die Litter Bags wurden jeweils nach 6 und 12 Monaten eingesammelt, ihr Inhalt von 

Verunreinigungen gesäubert und bei 70 °C 72 Stunden lang getrocknet und anschließend 

ausgewogen. 

5.2.2.5 BODENPARAMETER SALZWIESEN 

FELDAUFNAHME DER BODENPROBEN 

Im Frühjahr 2007 wurden auf allen Untersuchungsflächen Bodenproben entnommen 

(Stechzylinderproben und Nährstoffproben). Diese wurden in der Universität Oldenburg auf 

die folgenden Eigenschaften untersucht. 

BODENART: 

Die Bodenart wird mithilfe der sog. Fingerprobe entsprechend Ad-Hoc-AG Boden (2005) 

bestimmt. 

LAGERUNGSDICHTE: 

Die Lagerungsdichte wurde erfasst, um die gemessenen Parameter auf die Gesamtfläche 

(Horizonttiefe) beziehen zu können. Im Gelände wurden mit Hilfe von Stechzylindern mit 

definiertem Volumen (100cm 3 ) je zwei Proben pro Horizont entnommen (Abbildung 18). 

Diese wurden bei 30 °C 72 Stunden lang getrocknet und ausgewogen. 

Abbildung 18: Stechzylinder (links) mit definiertem Volumen und Einschlag von zwei 

Zylindern in die Bodenwand (rechts) 

PH-WERT: 

Der pH-Wert ist ein Maß für den Säuregrad (Azidität) eines Bodens. Böden des humiden 

Klimabereiches weisen pH-Werte im Bereich von 3,0 (sehr stark sauer) bis etwa 7,5 

(schwach alkalisch) auf. Die pH-Zahlen sind die vereinfachte Schreibweise für die Menge an 

freien Wasserstoffionen in einem Liter Wasser. Mit jeder pH-Stufe nimmt die Konzentration 

an Wasserstoffionen um den Faktor 10 ab. Bei pH 3 befinden sich 10 -3 (0,001) g H + -Ionen in 

1 l Bodenlösung. Je 10 g Boden wurden in ein Gefäß gegeben und mit 25 ml Aqua dest. 

homogenisiert und während einer Gleichgewichtseinstellung (1 bis 2 Stunden) mehrmals 



umgerührt. Das Spannungsmessgerät (pH-Meter) wurde mit Standard-Pufferlösungen von 

pH 4 und 7 geeicht, anschließend wurde der pH-Wert gemessen. 

SALINITÄT: 

Als Salinität bezeichnet man den Salzgehalt eines Wasserkörpers bzw. Wasser. Sie wird in 

der dimensionslosen Einheit PSU (Practical Salinity Units) angegeben und wurde mithilfe 

eines Salinometers bestimmt. Die Bodenproben wurden hierzu mit Wasser vermischt und die 

Salinität gemessen. 

CARBONATGEHALT (CACO3): 

Die CaCO3-Bestimmung erfolgte nach der Methode von Scheibler, bei dem HCl mit der 

Bodenprobe versetzt wird und über die Bildung von CO2 und späterer Umrechnung der 

CaCO3-Gehalt ableitbar ist. 

C:N-VERHÄLTNIS: 

Im C:N-Analyzer werden die Bodenproben bei 1.020 °C in einer mit Wolfram und Kupfer 

gefüllten Säule verbrannt. Dabei werden die Kohlenstoffverbindungen zu CO2 oxidiert und 

ihre Stickstoffverbindungen über NOX zu N2 reduziert. In einem integrierten 

Gaschromatographen wird das Gasgemisch getrennt und mit Hilfe eines 

Wärmeleitfähigkeitsdetektors gemessen. 

5.2.2.6 GRUNDWASSERMESSUNGEN 

In senkrecht eingegrabenen Drainagerohren wurden vom 10. Mai bis 24. Oktober 2007 alle 

14 Tage bei Niedrigwasser die Salinität und der Abstand des Grundwassers zur 

Geländeoberkante gemessen. Außerdem wurden an ausgewählten Probeflächen in den 

Drainagerohren mit Hilfe von Data-Loggern („Divern“) vom 23. April bis 22. Oktober 2007 

Messungen des Wasserstandes im einstündigen Abstand durchgeführt. Diese umfassten 

sowohl Hoch- und Niedrigwasserzeiten und dienten der Umrechnung der bei Niedrigwasser 

gefundenen Grundwassertiefen auf den mittleren Wasserstand. Dazu wurden von den 

Probeflächen jeweils die Mittelwerte der stündlich und 14-tägig gemessenen 

Grundwasserhöhen über die ganze Messperiode errechnet und eine lineare Regression der 

Wertepaare durchgeführt. Die Steigung der Regressionsgerade konnte dazu genutzt werden, 

die 14-tägig gemessenen Werte aller anderen Probeflächen zu korrigieren. 

5.2.2.7 STATISTISCHE ANALYSEN 

Zur statistischen Quantifizierung der Beziehungen zwischen Umweltvariablen und 

Parametern der Biomassebildung (ANPP, stehende Biomasse, Abbaurate) wurden lineare, 

multiple Regressionsanalyse mit dem Software Paket R durchgeführt (The R Foundation for 

Statistical Computing 2008). 




5.2.3.1 DIE STANDORTBEDINGUNGEN DER UNTERSUCHUNGSGEBIETE 

Die Untersuchungsgebiete der Festlandsküste unterscheiden sich in ihren 

Standortsbedingungen sowohl untereinander als auch von der Insel Mellum, die als Referenz 

für ein unbeeinflusstes Küstenökosystem dient (Abbildung 19). Mellum weist geringere 

verfügbare Phosphor-, Kalk- und Kaliummengen und höhere Sandgehalte in den Böden als 

alle Festlandsstandorte auf (Abbildung 19 a-d). Die Salzwiesen Mellums wachsen also bei 

deutlich geringeren Nährstoffangeboten auf, was auf die geringe Sorptionskraft des auf 

Mellum vorherrschenden Sandes im Boden zurückgeführt werden kann. Die pH-Werte der 

verschiedenen Untersuchungsgebiete weisen kaum Unterschiede zueinander auf (Abbildung 

19 e). 

In Bezug auf die Nährstoffversorgung ist Mellum also nur bedingt mit den 

Festlandsstandorten vergleichbar, da es auf Grund des höheren Sandanteils im Boden 

generell nährstoffärmer ist. Allerdings ist an der Festlandsküste aber kein anderer Standort 

vorhanden, der als ebenso unbeeinflusstes Küstenökosystem wie Mellum angesehen 

werden kann. 

Bezüglich der Überflutungshäufigkeit weisen die Probeflächen der Leybucht und 

Neßmerheller höhere Überschwemmungsfrequenzen auf als die der anderen Standorte der 

Festlandssalzwiesen (Abbildung 19 f). Im Bereich des Neßmerhellers, der vor allem 

Standorte der oberen Salzwiese aufweist, liegt dies vor allem an dem naturnahen 

Prielsystem, welches Flutwasser in die Geländedepressionen führt, die am deichwärtigen 

Ende von früheren Lahnungsbauten entstanden sind. Insgesamt unterscheiden sich die 

einzelnen Gebiete hinsichtlich ihres Umweltregimes deutlich voneinander. Die Hypothese, 

dass die Böden der großen Buchten (Leybucht, Jadebusen) wesentlich weniger sandig und 

eher nährstoffreicher sind als der zur See hin exponierte Standort Neßmerheller, wurde 

durch die Untersuchungen nicht bestätigt (Abbildung 19 a-d). Vielmehr scheinen lokale 

Expositionen, Lage zu Meeresströmungen und Einflüsse durch Lahnungsbau wesentlich zu 

sein. 

In Bezug auf den Salzgehalt im Boden, mittleren Grundwasserstand und Salzgehalt im 

Grundwasser weist der Standort Beckmannsfeld höhere Werte auf als die übrigen Standorte 

(Abbildung 19 g-i). 



Abbildung 19 a-i: Streuung von Umweltvariablen in den Untersuchungsgebieten mit Hilfe von 

sog. Boxplots 

Die schwarzen Querbalken geben den Median an, die Box entspricht dem Bereich, in dem die 

mittleren 50 % der Daten liegen. Innerhalb der vertikalen Linien (Whiskergrenzen) und der Box liegen 

95 % aller beobachteten Werte. 



Die Beziehungen zwischen Geländehöhe und Grundwasserstand sowie Salzgehalt im 

Grundwasser sind nicht linear (Abbildung 20). Mittlere Grundwasserstände um -20 bis -30 

cm finden sich auf niedrig gelegenen und hoch gelegenen Flächen. Ebenso sind hohe 

Salzgehalte im Grundwasser nicht nur in der unteren Salzwiese mit häufigen 

Überschwemmungen, sondern auch bei hoch gelegenen Flächen zu finden. Ein Grund für 

hohe Grundwasserstände im Bereich der oberen Salzwiese können grundwasserstauende 

Kleischichten im Boden sein oder flache Senken in der oberen Salzwiese, die im Bereich des 

Neßmersiels z.B. hinter Lahnungen entstanden sind. Grundwasserstände und Salzgehalte 

sind mit einem Korrelationskoeffizienten von 0,6 zwar relativ hoch korreliert (d.h. starker 

positiver Zusammenhang), jedoch gibt es auch Probeflächen, an denen relativ niedrige 

Grundwasserstände mit hohen Salzgehalten angetroffen wurden. Ein Grund dafür kann die 

sommerliche Evapotranspiration (Verdunstung der Pflanzen und des Bodens) auf den 

Probeflächen sein, die kapillaren Anschluss an das salzhaltige Grundwasser haben (De 

Leeuw et al. 1990). Dabei verdunstet das aufsteigende Grundwasser, während die Salze 

zurückbleiben und sich im Boden anreichern. 

Die zwei Variablen 'mittlerer Grundwasserstand' und 'Salzgehalt des Grundwassers' werden 

in weiteren Analysen aggregiert und als ' Grundwasser' bezeichnet. 

Abbildung 20: Beziehung zwischen Geländehöhe und mittlerem Grundwasserstand (links) 

sowie Salzgehalt des Grundwassers (rechts) 

Die Vegetatiosaufnahmen wurden in einer Tabelle sortiert und TMAP-Einheiten zugeordnet 

(Tabelle 24). Einheiten, die nur mit wenig Aufnahmen belegt waren, wurden mit anderen 

zusammengelegt, sofern dies sinnvoll war. Die aggregierten Einheiten sind in Tabelle 24 

dargestellt. 



Tabelle 24: Verteilung der Vegetationsaufnahmen in Salzwiesen auf TMAP-Typen und daraus 

aggregierte Einheiten 

TMAP- 

Code 

TMAP-Typ 

Anzahl 

Aufnahmen 

S 12 Offene Wattflächen 1 0.6 Watt 

Prozent Aggregierte Einheiten 

S 1.1 Spartina 6 3.5 Queller-Schlickgras 

S 1.2 Salicornia 8 4.7 Queller-Schlickgras 

S 2.1 Andel-Rasen (+/- dominante Strandflieder- 

Bereiche) 

38 22.2 Strandflieder-Andel 

S 2.2 Limonium vulgare / Puccinellia maritima 10 5.8 Strandflieder-Andel 

S 2.3 Aster tripolium / Puccinellia maritima 2 1.2 Andel-Aster 

S 2.4 Atriplex portulacoides 31 18.1 Salzmelden 

S 3.3 Festuca rubra 4 2.3 Rotschwingel-Beifuß 

S 3.4 Atriplex portulacoides / Artemisia maritima 5 2.9 Rotschwingel-Beifuß 

S 3.5 Artemisia maritima 8 4.7 Rotschwingel-Beifuß 

S 3.7 Elymus spp. 48 28.1 Quecke 

S 3.9 Atriplex spp. 10 5.8 Quecke 

Fasst man die Probeflächen nach aggregierten TMAP-Vegetationseinheiten zusammen, so 

zeigt sich, dass die Pionierzone und die Strandflieder-Andel-Gemeinschaft beide bei sehr 

hohen Grundwasserständen, Salzgehalten und niedriger Höhe über NN vorkommen 

(Abbildung 21 a-c). Auch die Salzmelden-Gemeinschaft unterscheidet sich nur geringfügig 

von diesen Einheiten. Anders ist allerdings die Situation beim verfügbaren Phosphor. 

Strandflieder-Andel und Pionierzone kommen zusammen mit der Rotschwingel-Beifuß 

Gemeinschaft vor allem bei niedrigen Phosphor-Werten vor, während Salzmelden ähnlich 

wie die Andel-Aster-Gemeinschaft der unteren Salzwiese und die Queckenfluren der oberen 

Salzwiese besonders bei phosphorreichen Bedingungen vorkommen (Abbildung 21 d). 

Andel-Aster Flächen unterscheiden sich auch nicht in der Höhe von den Rotschwingel- 

Beifuß Gemeinschaften und den Quecken-Gemeinschaften, wohl aber durch den etwas 

höheren Grundwasserspiegel und Salzgehalt. 



Abbildung 21 a-d: Streuung von Umweltvariablen in den Pflanzengemeinschaften der 

Salzwiesen (P = Phosphor) 

5.2.3.2 DIE PRODUKTIVITÄT DER SALZWIESEN IN ABHÄNGIGKEIT VON 


ABIOTISCHEN BEDINGUNGEN 

Die monatlichen oberirdischen Zuwachsraten (ANPP) der Vegetationseinheiten sind nahezu 

gleich und liegen im Mittel zwischen 60 und 100 g qm -1 Monat -1 . Lediglich die Pionierzone 

und insbesondere Atriplex portolacoides – Dominanzbestände fallen durch geringere Werte 

unter 50 g qm -1 Monat -1 auf. Dies liegt v.a. an der starken Verholzung von Atriplex 

portulacoides, denn für Lignin muss mehr Assimilat eingesetzt werden als für Zellulose, aus 

dem die Zellwände krautiger Pflanzen bestehen. Mit zunehmenden Nährstoffen im Boden 

steigt die ANPP zunächst stark an und sinkt dann bei höheren Nährstoffen wieder ab. Dieser 

Abfall liegt wahrscheinlich an der relativ geringen ANPP von Atriplex portulacoides, deren 

Reinbestände bei hohen Nährstoffgehalten vorkommen (siehe oben). Mit steigendem 

Grundwasser und Salz im Grundwasser fällt der Zuwachs generell stark ab. Das statistische 

Modell von ANPP zu Grundwasser und Nährstoffen ist signifikant (Abbildung 22), aber mit 

einem Bestimmtheitsmaß von nur 0,2 schlecht kalibriert (Bestimmheitsmaß: beschreibt die 

Stärke eines Zusammenhanges; bei r² = 0 kein Zusammenhang, r² = 1 vollständiger 

Zusammenhang).


Abbildung 22: Links: Streumaße der oberirdischen Nettoprimärproduktion (ANPP [g/m²]) in 

ungenutzten Bereichen oder in Exclosures, bezogen auf die Pflanzengemeinschaften der 

Salzwiese. Rechts: ANPP [g/m²/Monat] in Abhängigkeit von Nährstoffen (aggregiert aus 

Phosphor-, Kalium-, Carbonat- und Sandgehalt), sowie Grundwasser (aggregiert aus 

Grundwassertiefe und –salzgehalt). 

Grafik berechnet mit dem Median der Überschwemmungsdauer; R² = 0,21, hoch signifikant. 

Die für die Treibselproduktion besonders wesentliche stehende Biomasse im August (peak 

standing biomass) zeigt andere Werte als die der Produktivität (Abbildung 23). Zwar besitzen 

die beiden Gemeinschaften der oberen Salzwiese die höchste stehende Biomasse, jedoch 

ist die Salzmelden-Gemeinschaft ebenso produktiv, obwohl der jährliche Zuwachs viel 

geringer ist. Dies ist auf die Verholzung und dadurch mögliche Akkumulation von Biomasse 

über mehrere Jahre zurückzuführen. Gegenüber diesen drei Gemeinschaften fallen die 

Mittelwerte der Pionierzone sowie der Aster-Andel und Strandflieder-Andel-Gemeinschaften 

ab. Die Regressionsoberfläche zeigt, dass die gesamte oberirdische Biomasse besonders 

von der Variablen „Grundwasser“ bestimmt wird. Sie kann von ca. 10 t/ha (= 1000 g/m²) bei 

mittleren Nährstoffen auf nahe Null fallen, wenn der Grundwasserstand und -salzgehalt stark 

ansteigen. 



Abbildung 23: Links: stehende Biomasse im Sommer 2007 lebend u. tot [g/m2] ohne Nutzung 

(in Exclosures) pro Vegetationseinheit. Rechts: Stehende oberirdische Biomasse [g/m²] in 

Abhängigkeit von Nährstoffen sowie Grundwasser. 

Grafik berechnet mit dem Median der Überschwemmungsdauer; R² = 0,25, hoch signifikant 

Die Gesamt-Biomasse lässt sich in stehende lebende und tote Biomasse aufteilen. Die 

beiden Regressionsoberflächen für diese Biomasseteile zeigen, dass die Menge an toter 

Biomasse auf einer Fläche ausschließlich durch das Grundwasser bestimmt wird, d.h. die in 

dieser Variablen aggregierten Variablen Höhe des Grundwassers und Salzgehalt des 

Grundwassers (Abbildung 24). Je höher und salzreicher das Grundwasser ist, desto 

niedriger ist die abgestorbene Biomasse. Dies ist zunächst widersprüchlich, ist aber darauf 

zurückzuführen, dass besonders die obere Salzwiese Streu akkumuliert. Auf den 

salzreicheren Standorten sind die Arten besser an Salz adaptiert und haben effektive 

Mechanismen der Salzabscheidung entwickelt. Außerdem wird die abgestorbene Biomasse 

schnell abgebaut, wie die Streu-Abbauversuche gezeigt haben (Abbildung 25). Pflanzen der 

oberen Salzwiese sind weniger erfolgreich in der Bewältigung des Salzstresses, sie 

reduzieren im Wesentlichen die Transpiration, um weniger Salzwasser aufzunehmen. 

Außerdem ist die Streu schlechter abbaubar. Deshalb steigt der Anteil toter Biomasse mit 

geringerem Salzeinfluss und tieferem Grundwasserstand. 

Die lebende Biomasse ist bei mittlerem Grundwasser und mittleren Nährstoffen am 

höchsten. Bei hohem Grundwasserstand und Salzgehalt ist die lebende wie die gesamte 

Biomasse generell niedrig. Bei tiefem Grundwasserstand und niedrigem Salzgehalt besteht 

ein höherer Anteil der Gesamt-Biomasse aus toter Biomasse. Unter den 

Pflanzengemeinschaften weist die Salzmelden-Gemeineschaft die höchste lebende 

Biomasse auf (einschließlich verholzter Stängel), welche aber bei eher niedrigen Nährstoffen 



vorkommt. Demgegenüber ist die lebende Biomasse der auf eher auf nährstoffreichen 

Standorten auftretenden Gemeinschaften Aster-Andel und Quecke geringer. Dies ist ein 

Grund dafür, dass die lebende Biomasse bei steigenden Nährstoffen wieder absinkt. Aus 

dem unterschiedlichen Zusammenwirken der Variablen Grundwasser und Nährstoffe auf die 

tote und lebende Biomasse ergibt sich die gewölbte Regressionsoberfläche der gesamten 

Biomasse (Abbildung 24). 

Abbildung 24: Abgestorbene (links) und lebende (rechts) Biomasse [g/m²] in Abhängigkeit von 

Nährstoffen sowie Grundwassertiefe und Salzgehalt 

Ein entscheidender Punkt für die Treibselproduktion ist der Streuabbau auf der Fläche. 

Wenn ein großer Teil der im Sommer produzierten Biomasse im Herbst und Winter schnell 

wieder abgebaut wird, so kann sie bei Sturmfluten im Spätwinter und Frühjahr nicht an den 

Deich transportiert werden. 

Die Streuabbau-Versuche wurden mit Heu als Standard und mit nativem Pflanzenmaterial 

aus den einzelnen Flächen angesetzt (vgl. Kapitel 5.2.2.4). Die Zersetzungsrate des 

Standards (Heu) spiegelt den Einfluss der Standortbedingungen wider, da für alle 

Probenflächen das gleiche Pflanzenmaterial verwendet wurde. Unterschiede zwischen den 

Pflanzengemeinschaften sind also allein auf Standortunterschiede zurückzuführen. 

Demgegenüber stammt das native Material aus den Flächen selbst. Unterschiede in der 

Zersetzung zwischen diesem Material und der Standard-Streu sind auf Unterschiede in der 

Zersetzbarkeit des Pflanzenmaterials zurückzuführen, was mit mechanischen und 

chemischen Eigenschaften der Pflanzen zusammenhängt. 

In Abbildung 25 sind die Verluste in Prozent des eingebrachten Materials gezeigt, wobei zu 

beachten ist, dass die Y-Achse der Standard-Streu und der nativen Streu unterschiedlich 

skaliert ist. Nach 6 Monaten, d.h. zwischen November und April, sind 70 – 87 % der 

Standard-Streu zersetzt. Die Zersetzungsbedingungen steigen von der unteren Salzwiese 

zur oberen Salzwiese an. Je niedriger das Grundwasser ansteht, je geringer der Salzgehalt 

ist und je seltener der Standort überschwemmt ist, desto höher ist die mikrobielle Aktivität 

und damit die Zersetzung der Standard-Streu (Queller-Schlickgras in Abbildung 25 nur durch 

eine Probefläche repräsentiert). Bemerkenswert ist, dass diese Beziehung sich umkehrt, 



wenn die native Streu betrachtet wird. Erstens sind die Zersetzungsraten dieser Streu viel 

geringer und zweitens fällt die Zersetzung von der unteren zur oberen Salzwiese ab, wobei 

die Salzmeldenflur der unteren Salzwiese ähnlich schlecht zersetzt wird wie die Schwingel- 

Beifuß-Flur der oberen Salzwiese. Die Streu der Queckenflur wird nur halb so gut zersetzt 

wie die Standard-Streu am gleichen Standort. Hier sind es also die biologischen 

Eigenschaften der Pflanzen, die zu einer völlig anderen Zersetzungsrate führen als diejenige, 

welche durch die Standortbedingungen vorgegeben wird. Die Differenz von 

Biomasseproduktion des Herbstes 2006 und prozentualer Zersetzung nach 6 Monaten zeigt, 

dass die beiden Dominanzgesellschaften der unteren und oberen Salzwiese (Salzmeldenflur 

und Queckenflur) im April des Folgejahres noch die höchsten Biomassewerte aufweisen. 

Dies kann ein wesentlicher Grund für ihre hohe Konkurrenzkraft sein, da die schlecht 

abbaubare Streu akkumuliert und die Keimung anderer Pflanzen verhindert. 

Abbildung 25: Streuung von Parametern des Streuabbaus in den Pflanzengemeinschaften der 

Salzwiesen. Links: Zersetzung von Heu als Standard-Streu; Mitte: Zersetzung der nativen 

Streu. Rechts: Geschätzter Rest der Biomasse, die im Herbst gemessen wurde, nach einem 

Abbau von 6 Monaten, unter Berücksichtigung der in der mittleren Grafik gezeigten 

Abbauraten. 

5.2.3.3 EINFLUSS DER LANDSCHAFTSPFLEGE AUF DIE BEZIEHUNG 


ZWISCHEN PRODUKTIVITÄT DER SALZWIESEN UND ABIOTISCHEN 

BEDINGUNGEN 

Die bisherigen Ergebnisse beziehen sich auf ungenutzte Salzwiesen. Dort, wo Beweidung 

oder Mahd stattfand, haben wir Flächen ausgezäunt („Exclosures“), um darin den Einfluss 

der abiotischen Umweltparameter auf die Vegetation zu bestimmen. Zugleich wurde auch 

außerhalb der ausgezäunten Flächen die Biomasse bestimmt. Durch den Vergleich der 

Biomasse innerhalb und außerhalb des Exclosure entstand eine Datenbasis für die 

Bestimmung der durch Beweidung oder Mahd entzogenen Biomasse. In Abbildung 26 ist die 

entfernte Biomasse auf der x-Achse in Prozent der innerhalb des Exclosure erzeugten


Biomasse angegeben. Auf der y-Achse ist die Menge der noch stehenden Biomasse 

dargestellt. Auf ungenutzten Flächen (weder gemäht noch beweidet = 0 % Biomasseentzug) 

zeigt die Menge der Biomasse eine hohe Varianz, was durch den Einfluss der abiotischen 

Variablen zustande kommt. Niedrige Biomasse kommt auf ungenutzten Standorten bei 

hohem Grundwasserstand und Salzgehalt sowie niedrigen Nährstoffgehalten im Boden 

zustande; hohe Biomassemengen finden sich bei günstigen Bedingungen, wie oben 

erläutert. Steigt der Biomasseentzug, dann sinkt – wie erwartet - die absolute Menge der 

Biomasse deutlich ab. Allerdings ist eine Reduzierung um 40 % nur durch sehr hohe 

Beweidungsdichten zwischen 2 – 4 Großvieheinheiten pro ha möglich. Diese hohen Entzüge 

konnten auch bei niedrigeren Gesamt-Beweidungsdichten gemessen werden, weil sich die 

Rinder bei einigen Aufnahmeflächen bevorzugt aufgehalten haben und dort intensiv 

geweidet haben. 

Abbildung 26: Rechts: Einfluss der Beweidung und Mahd (entfernte Biomasse). R² = 0,66, 

hoch signifikant. Links: Westerhever Marsch in Schleswig-Holstein. Linke Bildhälfte: Intensive 

Beweidung durch Schafe; rechte Bildhälfte: Exclosure mit Salzmelden-Salzwiese ohne 

Nutzung. 

5.2.3.4 DIE PRODUKTIVITÄT DER ÄSTUARE IN ABHÄNGIGKEIT VON 

ABIOTISCHEN BEDINGUNGEN UND NUTZUNG 

Der Vergleich der Umweltparameter zwischen den Pflanzengemeinschaften der Ästuare 

zeigt, dass die Salzgehalte in der Bodenlösung von Schilfbeständen und Seggenrieder 

ähnlich sind, während das Grünland salzfrei ist (Abbildung 27). Die hier untersuchten 

Vegetationstypen unterscheiden sich kaum in der Nährstoffverfügbarkeit von Phosphor und 

Kalium (Daten nicht gezeigt), wohl aber im Kalkgehalt des Bodens, der im Grünland relativ 

hoch ist, vom ungemähten zu dem gemähten Schilfried abfällt und in den Seggenriedern 

sehr gering ist. 



Abbildung 27: Streuung der Umweltvariablen in den Pflanzengemeinschaften der Ästuare 

Leider wurden einige Exclosures bei der Bewirtschaftung der Grünlandflächen entfernt, so 

dass keine Daten für Produktion der Seggenriede und weniger Daten als ursprünglich 

geplant für die Grünlandflächen erhoben werden konnten. Für die Seggenriede konnten 

deshalb keine Nettoprimärproduktion bestimmt und die stehende Biomasse nur im gemähten 

Zustand erhoben werden (Abbildung 28). 

Es zeigte sich, dass die Nettoprimärproduktion von Schilf doppelt bis dreifach so hoch ist wie 

die von frischem Grünland. Das gemähte Schilf zeigt signifikant höhere Wachstumsraten als 

ungemähtes Schilf. Nach einer Mahd bzw. durch mechanische Zerstörung von 

Primärsprossen bilden die Pflanzen Sekundärsprosse aus (meist 2 Sekundärsprosse pro 

Primärspross), wodurch sich die Halmdichte und somit die oberirdische Biomasse des 

Schilfbestandes erhöht. Zwar sinkt die Biomasse pro Halm durch geringerer 

Stengeldurchmesser und -höhe, jedoch ergibt sich aufgrund der Zunahme der Halmanzahl 

insgesamt ein Anstieg der Biomasse von etwa 10 % (BJÖRNDAHL, 1985; OSTENDORP, 1987; 

VALKAMA et al., 2008). 

Wachstumsrate des gemähten Schilfes ist auch dafür verantwortlich, dass stehende 

Biomasse im Sommer höher ist als die des ungemähten Schilfes. Während das ungemähte 

Schilf im Frühjahr noch zwischen 1,5 und 6 t/ha Biomasse erbringt, liegt der Wert für 

gemähtes Schilf bei 1-2 t/ha. Im Sommer dagegen erreicht das gemähte Schilf Spitzenwerte 

bis zu 20 t Trockenmasse/ha. Dies ist wesentlich mehr als Energiemais (13 t/ha). 



Abbildung 28: Streuung von Biomasseparametern in den Pflanzengemeinschaften der Ästuare 

Das im Winter gemähte Schilf zeigt im März 2007 niedrige Biomassewerte, die jedoch im August die 

Werte der ungemähten Schilfrieder übertreffen. 


Die Untersuchungen haben gezeigt, dass die Biomasseproduktion und die stehende 

Biomasse im Sommer nicht genutzter Salzwiesen vor allem von der Höhe des Grundwassers 

und von der Salinität des Grundwassers bestimmt werden, welche eine nichtlineare 

Beziehung mit der Geländehöhe aufweisen. Als weniger wichtige Faktoren sind noch die 

Überschwemmungshäufigkeit und die Nährstoffverfügbarkeit zu nennen. 

Werden die Flächen gemäht oder beweidet, so nimmt die stehende Biomasse entsprechend 

ab. Allerdings wird sie erst bei intensiver Beweidung (ab 2-3 GV/ha) sehr deutlich reduziert. 

Anders ist es bei Schilfried in Ästuaren. Hier führt Mahd im Winter sogar zu größeren 

Zuwächsen als ungenutztes Schilfried. 

Die stehende Biomasse von ungenutzten Salzwiesen liegt zwischen 300 und 1000 g 

Trockensubstanz pro m² = 3 und 10 t/ha und damit zwischen den Werten einer ungedüngten 

Extensivwiese und einer intensiv gedüngten Weidelgraswiese. Diese Spannweite findet sich 

auch in vielen anderen Arbeiten (Tabelle 25, Umrechnungfaktor 0,01 von g/m² in t/ha). 

Bemerkenswert ist, dass sich diese Spannweiten in allen Vegetationszonen finden, auch in 

der Pionierzone, in der Spartina spp. erhebliche Mengen produzieren kann. Die 

Unterschiede hängen einerseits mit den Pflanzengemeinschaften zusammen, welche große 

Unterschiede in der Biomassebildung zeigen. Die in Tabelle 25 gezeigten Werte anderer 

Autoren stammen überwiegend von Andelgrasflächen, die auch in den hier dargestellten 

Untersuchungen geringere Werte aufweisen als die Salzmeldenflächen. Letztere 

unterscheiden sich in der stehenden Biomasse nicht von den Gemeinschaften der oberen 

Salzwiese. 



Tabelle 25: Angaben anderer Autoren zur stehenden Biomasse [g/m²] von Salzwiesen (nach 

Spalke 2008) 

UG = Untersuchungsgebiet, PZ = Pionierzone, USW = Untere Salzwiese, OSW = Obere Salzwiese, ** 

= Angaben aus einem Diagramm abgelesen 

Quelle 

Zone 

UG 

SPALK 

E 2008 

Mellum, 

D 


BAKKER ET 

AL. 1993 

Niederländische 

Küste, NL 

PZ 0-586 1500 

USW 68-1307 

OSW 152-681 300-400 

BUTH 

1993 

Oosterschelde- 

Ästuar, NL 

370-839 

(Juncus 

gerardii) 

JANIESCH 

1991 

Elisabeth- 

Außengroden, 

D 

743 

(Puccinellietum 

maritimae) 

784 

(Armerio- 

Festucetum) 

DE LEEUW 

1990 

Schiermonnikoog, 

NL 

273 

(Festuca rubra 

– Limonium 

vulgare) 

266 

(Elymus 

athericus) 

5.2.4.1 EINFLUSS VON UMWELTFAKTOREN 

HANSEN 

1982 

Nordfriesland, 

D 

609 


maritimae) 

489 

(Festuca 

rubra) 

WOLF ET 

AL. 1979 

Oosterschelde- 

Ästuar, NL 

0-188** 

(Spartina 

anglica) 

112-336** 

(Puccinellia 

maritima) 

448-769* 

(Elymus 

athericus) 

KETTNER 

1972 

Terschelling, NL 

max. 397-466 

(Plantagini- 

Limonietum) 

max.335-464 


maritimae 

unbeweidet) 

max.228-342 


maritimae beweidet) 

Die hier dargestellten Untersuchungen zeigen, dass die Biomassebildung erheblich durch 

Grundwasserstand, Salzgehalt des Grundwassers und Nährstoffangebot des Bodens 

beeinflusst wird. Für das Nährstoffangebot ist die Mächtigkeit der Kleiauflage entscheidend, 

wie Arbeiten vor allem auf Schiermonnikoog gezeigt haben (De Leeuw et al. 1993, Van de 

Koppel et al. 1996, van Wijnen and Bakker 1999b). Der hohe Tongehalt des Kleis begünstigt 

eine hohe Nährspeicherkapazität und Austauschkapazität, während diese für den 

Nährstoffhaushalt entscheidenden Bodenfaktoren in reinen Sandböden sehr schwach 

ausgeprägt sind. Dies zeigt sich auch in den Ergebnissen: die eher sandigen Böden von 

Mellum und Beckmannsfeld sind ärmer an Kalium und Phosphor als die weniger sandigen 

Böden der anderen Untersuchungsgebiete. Geringe Phosphorangebote sind nach van 

Wijnen & Bakker (1999a) in jüngeren, aufgrund von dünneren Schlickauflagen 

nährstoffärmeren Salzwiesen verbreitet. 

Die Böden der durch Lahnungsbau entstandenen Festlands-Salzwiesen sind generell 

tonreich und damit auch nährstoffreich, da das beruhigte Wasser hinter den Lahnungen der 

Sedimentation von Feinboden Vorschub leistet. Allerdings erhöht sich mit der Zeit auch die 

Tonauflage der Böden natürlicher Salzwiesen. Dies ist auf Mellum gut zu beobachten, wo die 

alten Salzwiesen des „Grünlandes“ nahe dem Ringdeich eine wesentlich höhere Kleiauflage 

besitzen als die sich erst Ende der siebziger Jahre begrünten Bereiche des zentralen Teils 

der Insel, welche vorher eine Sandplate war. Der pflanzenverfügbare Stickstoff als weiterer 

wesentlicher Makronährstoff konnte im Rahmen dieses Projektes leider nicht gemessen 

werden, da die Analyse zu aufwändig ist. Olff et al. (1997a) haben aber gezeigt, dass das


Stickstoffangebot ebenso wie das der anderen Nährstoffe an die Höhe der Kleiauflage 

gekoppelt ist, welche negativ mit dem Sandgehalt der Böden zusammenhängt. Der 

Sandgehalt der Böden ist in den hier dargelegten Auswertungen in die aggregierte Variable 

Nährstoffe („nutrients“) eingegangen. Kiehl et al. (1997b) und Jefferies & Perkins (1977) 

stellten fest, dass Salzwiesen generell stickstofflimitierte Lebensräume sind. Ist aber 

Stickstoff im Überfluss verfügbar, kann trotzdem eine Phosphorlimitierung auftreten. 

Der wichtigste Umweltfaktor für die Biomassebildung ist die mittlere Höhe des Grundwassers 

und sein Salzgehalt, die beide miteinander korreliert sind und deshalb zu der Variablen 

„Grundwasser“ aggregiert wurden. Permanent durch Grundwasser gefüllte Bodenbereiche 

bedingen ein Sauerstoffdefizit im Wurzelbereich und schränken die Wurzelatmung und 

Nährstoffaufnahme ein. Dazu kommt die Bildung von Pflanzengiften wie Sulfid und die 

Freisetzung von Mangan (Adam 1990), welche das Wurzelwachstum behindert. Um unter 

diesen Bedingungen zu überleben, benötigen Pflanzen Durchlüftungsgewebe in den 

Wurzeln, in dem Sauerstoff vom Spross in die Wurzel transportiert wird. Diese 

Durchlüftungsgewebe weisen vor allem Pflanzen der unteren Salzwiese auf. In den 

Salzwiesen ist ein hoher Grundwasserspiegel außerdem häufig mit hohen Salzgehalten 

korreliert, die für Pflanzen toxisch sind, sofern sie nicht über Mechanismen verfügen, das 

Salz unschädlich zu machen. Zu den effektiven Mechanismen, die vor allem bei Pflanzen der 

Pionierzone und unteren Salzwiese verbreitet sind, gehören Barrieren in der Wurzel gegen 

die Aufnahme von Salz, Exkretion von Salz und Speicherung im Zellsaftraum (Vakuole, 

Kinzel 1982, Schirmer and Breckle 1982, Rozema et al. 1985, Van Diggelen et al. 1986). Die 

Pflanzen der oberen Salzwiese schützen sich vor allem durch eine Verringerung der 

Transpiration und damit einer verringerten Salzwasser-Aufnahme über die Wurzeln. 

Verglichen mit dem Artenpool der terrestrischen Pflanzen auf salzfreien Standorten 

(„Glykophyten“) in Nordwest-Europa ist der Artenpool der Salzpflanzen, die solche 

Anpassungen entwickelt haben („Halophyten“), sehr klein. Wie die hier vorgelegten 

Ergebnisse zeigen, schränken hohe Salzgehalte im wurzelnahen Grundwasser die 

Biomassebildung stark ein. Dies wird auch dadurch deutlich, dass die Schilfbestände in 

oligohalinen Ästuargewässern der Weser unter ähnlichen Tide- und Bodenbedingungen bis 

zur dreifachen Menge an Biomasse produzieren. Allerdings sind hohe Salzgehalte allein 

nicht für Unterschiede in der Produktivität von Pflanzen innerhalb einer 

Salzwiesengemeinschaft verantwortlich zu machen, da die damit korrelierten hohen 

Grundwasserstände, niedrige Sauerstoffgehalte und erniedrigte Nährstoffangebote sich 

ebenfalls auswirken. 

Ebenso wie stehende Biomasse im Sommer wird der Zuwachs an Biomasse (Produktivität) 

von Frühjahr bis Sommer (ANPP) durch Grundwasserhöhe und –salzgehalt bestimmt. 

Allerdings ist das Regressionsmodell der Produktivität weniger gut an die Daten angepasst 

als das der stehenden Biomasse. Der Grund dafür ist, dass Zuwächse der 

Pflanzengemeinschaften der unteren und oberen Salzwiese sehr unterschiedlich sind und 

offenbar stark von den biologischen Eigenschaften der Arten, insbesondere dem 

Verholzungsgrad bestimmt werden (vgl. Kapitel 5.2.3.2). Nur die Pionierzone zeigt deutlich 

geringere Zuwächse als alle anderen Vegetationseinheiten. Wenn allerdings die stehende 

Biomasse nicht direkt von dem Zuwachs bestimmt wird, stellt sich die Frage, wie die 



Unterschiede in der stehenden Biomasse zwischen den Pflanzengemeinschaften zustande 

kommen. Der Grund dafür liegt in den unterschiedlichen Abbauraten der Streu. Zum Beispiel 

hat die Keilmeldenflur zwar vergleichsweise geringe Zuwachsraten, jedoch wird dies durch 

die niedrige Abbaurate kompensiert, so dass die stehende Biomasse ähnlich hoch ist wie die 

anderer, schneller aufwachsender Gemeinschaften (vgl. Abbildung 25). 

5.2.4.2 BEDEUTUNG DER GELÄNDEHÖHE FÜR DIE AUSBILDUNG DER 


PFLANZENGESELLSCHAFTEN 

Viele Studien nehmen an, dass Grundwasserstände und –salzgehalte mit der Geländehöhe 

fallen und benutzen deshalb die Geländehöhe als stellvertretenden Parameter für den Salz- 

und Wassereinfluss. Die Messungen zeigen, dass dies nicht uneingeschränkt gilt. Vielmehr 

gibt es auch bei relativ hoch liegenden Flächen hohe Grundwasserstände und hohe 

Salzgehalte, wie Abbildung 20 zeigt. Hohe Grundwasserstände bei relativ hoch gelegenen 

Flächen können durch Kleischichten im Untergrund und/oder fehlenden Anschluss an 

Prielsysteme oder künstliche Grabensysteme induziert werden. Hohe Salzgehalte entstehen, 

wenn Salzwasser bei längeren Trockenperioden über kapillaren Aufstieg an die 

Bodenoberfläche transportiert wird und dann verdunstet, wobei sich Salz anreichert. Die 

Folge davon ist, dass Pflanzen der unteren Salzwiese und Pionierzone bei Geländehöhen 

vorkommen, die eigentlich der oberen Salzwiese vorbehalten sind. Da gerade die Arten der 

Pionierzone, insbesondere Salicornia spp. und Suaeda maritima, relativ niedrige 

Produktivitäten aufweisen, wird damit auch die Biomassebildung in der Fläche reduziert. Der 

negative Einfluss der Salzanreicherung auf die Biomassebildung nach Trockenperioden 

konnte von de Leeuw et al. (1990) in Salzwiesen auf Schiermonnikoog nachgewiesen 

werden. 

Das in vielen Lehrbüchern gezeigte Modell eines linearen Anstiegs der Geländehöhe vom 

Watt bis zum Deich ist überdies recht selten in der Wirklichkeit anzutreffen. Die hier 

dargelegten Ergebnisse und die Biotopkartierungen zeigen, dass die Pflanzengesellschaften 

der Pionierzone, unteren und oberen Salzwiese sich nicht unbedingt linear und regelhaft vom 

Watt bis zum Deich abwechseln, sondern vielfältig miteinander verzahnt vorkommen. Dies 

wird umso deutlicher, je jünger und natürlicher die Salzwiesen sind. Vorländer, die als Folge 

der Landgewinnung durch Lahnungsbau entstanden sind, zeigen häufig ein 

charakteristisches Muster aus seewärtigen Wällen und rückwärtigen Senken, die auf 

Unterschiede in der Sedimentation in den Lahnungsfeldern zurückzuführen sind. Diese 

Senken werden u.U. bei normaler Flut nicht überschwemmt, da sie durch die Wälle von der 

Flut abgeschirmt werden. Sind jedoch Gräben und Grüppen vorhanden, die durch die Wälle 

hindurch eine Verbindung zu See schaffen, so können die rückwärtigen Senken regelmäßig 

überflutet werden und sind dann mit Arten der Pionierzone und unteren Salzwiese 

bewachsen. Auch auf Mellum ist der lehrbuchmäßige, lineare Anstieg nicht anzutreffen. Hier 

entstand die Salzwiese auf einer ehemaligen Sandplate, nachdem Dünen die Plate 

gegenüber der seewärtigen Brandung abgeschlossen hatten. Die Plate hatte wahrscheinlich 

keine homogene Oberfläche, sondern war von vielen Senken und kleinen Primärdünen 

durchsetzt. Diese Oberflächenstruktur blieb im Laufe der Salzwiesenentwicklung bestehen. 

Es ist anzunehmen, dass das einströmende und ablaufende Wasser die Erhebungen im


Laufe der Zeit durch Erosion noch deutlicher herausmodelliert. Die geomorphologische 

Entstehung der Senken und Wälle ist allerdings noch besser zu erforschen, jedoch von 

erheblicher Bedeutung für die Prognose der Biomassebildung von Vorländern, die nicht mehr 

entwässert werden und mit dem Ziel des Prozessschutzes sich selbst überlassen bleiben. 

Grundsätzlich andere Bedingungen bestimmen die Biomassebildung der 

Brackwasserröhrichte, welche in den oligohalinen Bereichen der Flussästuare vorkommen. 

Da der Salzgehalt sehr niedrig ist, spielt er bei der Regulation der Biomassebildung kaum 

eine Rolle. Das Wasser ist ausgesprochen nährstoffreich, was durch die nach wie vor hohe 

Nährstoffbelastung der Flüsse und durch die im Fluss-Sediment gespeicherten Nährstoffe 

bedingt wird. Unter diesen Bedingungen gedeiht Schilf optimal. Da es an schwankende 

Wasserstände angepasst ist und bis zu 1,5 m Überstau gut vertragen kann, bedeutet die 

tägliche Überschwemmung mit dem Tidenhub nur eine geringe Wachstumseinschränkung. 

Schilf besitzt Durchlüftungsgewebe, welche die Wurzel auch bei andauernd anaeroben 

Bedingungen effizient mit Sauerstoff versorgen. Im Gegensatz zur Salzwiese schränken also 

weder Überstau, anaerobe Bedingungen noch mangelnde Nährstoffe die Produktivität ein. 

Da Schilf sehr hohe Transpirationsleistungen erbringen kann, kann es bei wassergesättigten 

Bedingungen sehr viel Biomasse bilden, weit mehr als jede andere natürliche 

Vegetationseinheit. Die von uns gemessenen Biomassewerte von Schilf liegen höher als die 

von Mais, der für die Vergasung in Biogasanlagen angebaut wird. An der südlichen und 

mittleren Ostsee, wo Schilf die natürliche Seeufervegetation darstellt, sind teilweise noch 

höhere Werte gemessen worden (Wichtmann 1999). 

Für die Vermeidung von Treibsel und für die Reduzierung der Biomasse-Produktion 

ungenutzter Vorländer ergeben sich aus den beschriebenen Ergebnissen wesentliche 

Unterschiede zwischen Brackwasser-Röhrichten und Salzwiesen. Auf Salzwiesen führt eine 

Erhöhung des Grundwasserstandes zu einer Reduzierung der Produktivität. 

Wassermanagement kann deshalb eine Strategie für die Einschränkung der potentiellen 

Treibselmenge sein. Dies gilt jedoch nicht für die Brackwasserröhrichte, die auch bei 

Überstau mit Brackwasser sehr wuchskräftig sind. 

5.2.4.3 AUSWIRKUNG DER NUTZUNG AUF DIE PRODUKTIVITÄT VON 

SALZWIESEN UND ÄSTUAREN 

Werden Salzwiesen beweidet, so wird ihnen Biomasse entzogen. Die Ergebnisse zeigen 

deutlich, dass die stehende Biomasse stark reduziert wird, wenn die Biomasseentnahme 

durch Rinderbeweidung ansteigt. Die Ergebnisse beziehen sich allerdings auf die 

Probeflächen und lassen sich nicht einfach auf die Fläche einer Weide extrapolieren. Die 

Probeflächen liegen unter anderem auf Teilflächen einer Weide, die von den Rindern 

bevorzugt und intensiv beweidet werden, während andere Teilflächen gar nicht beweidet 

werden (siehe unten). Sollte die gesamte Weide gleichmäßig abgeweidet werden, so müsste 

die Weide mit etwa 3 GV pro ha besetzt werden. Diese Besatzdichte, die notwendig ist, um 

eine komplette Reduktion der Biomasse auf der gesamten Weide zu erreichen, kann bei 



Kenntnis der stehenden Biomasse leicht abgeschätzt werden. Die Menge der nach der 

Beweidung noch stehenden Biomasse hängt von der Zahl der Großvieheinheiten pro ha, der 

Beweidungsdauer und der Produktivität ab. Da die mittlere stehende Biomassemenge 

zwischen 3 t/ha in Pionierzonen und 7 t/ha auf der oberen Salzwiese liegt, kann die für eine 

komplette Reduktion der Biomasse notwendige Besatzdichte leicht errechnet werden. Wenn 

Rindern Heu mäßiger Qualität und spätem Schnittzeitpunkt angeboten wird, dann fressen sie 

üblicherweise nur 10 kg Trockensubstanz/Tier und Tag, dagegen von guten Anwelksilagen 

bis zu 15 kg TM (BMLFUW 2010). Wahrscheinlich liegt die max. Aufnahme der Rinder auf 

Salzwiesen zwischen 10 und 15 kg TM pro Tag. Unter der eher optimistischen Annahme von 

einer Aufnahme von 15 kg TM pro Tag, einer Besatzzeit von Anfang Mai bis Ende 

September (150 Tage) und einer Besatzdichte von 1 GV/ha liegt der Entzug bei 2,25 t/ha. 

Zur Reduktion der auf oberen Salzwiesen produzierten Biomasse von 6–8 t/ha sind also 

etwa 3 GV/ha notwendig. Hierbei ist die Überkompensation des Biomasseverlustes durch 

Nachwachsen bei andauernder Beweidung noch nicht eingerechnet. Geht man dagegen von 

einer Besatzzeit von Mitte Juli bis Ende September aus (d.h. nach Ende der Brutzeit), dann 

wären 6 GV/ha notwendig, um eine vollständige Reduktion des Aufwuchses der oberen 

Salzwiese zu erreichen. 

Aktuell ist die Besatzdichte allerdings erheblich geringer, weshalb die produzierte Biomasse 

nicht vollständig konsumiert wird. Wenn Herbivoren nicht alle Pflanzenteile abfressen, dann 

bilden die Pflanzen Stängel und Blütenstände auf Kosten von Blättern, womit der 

Rohfasergehalt des Futters steigt und der Proteingehalt abnimmt. Die Tiere konzentrieren 

sich dann auf Teilbereiche der Futterfläche, die intensiv befressen werden, so dass 

proteinreicher Jungwuchs gefördert wird. Andere Bereiche werden gar nicht mehr befressen. 

Letztere Bereiche bilden sich zum Beispiel um Pflanzenbestände, die auf Grund bestimmter 

Eigenschaften nicht gerne gefressen werden, wie die Meerstrand-Binse Juncus maritimus. 

Die Aufteilung der Weidefläche in intensiv und nicht befressene Bereiche sind in Rangeland 

– Systemen vielfach beschrieben und dort als „patch grazing“ bezeichnet worden (Adler et al. 

2001). Bakker et al. (2002a) haben dieses Phänomen auf Schiermonnikoog intensiv 

untersucht und „micro pattern“ genannt. Da also mit abnehmender Besatzdichte die 

entnommene Biomasse nicht linear weniger wird, sondern große Bereiche gar nicht 

befressen werden, können unsere Ergebnisse an den Probeflächen nicht einfach auf die 

Fläche einer Weide und damit auf die dortige Besatzdichte übertragen werden. Es wird aber 

deutlich, dass bei Besatzdichten, die erheblich unter 3 GV/ha bei einer Besatzzeit von 150 

Tagen oder 6 GV/ha über 75 Tage bleiben, große Mengen an Biomasse auf der Fläche 

verbleiben. 

Im Gegensatz zur extensiven Beweidung reduziert Mahd die Biomasse auf der ganzen 

gemähten Fläche. Je nach Mahdzeitpunkt und Mahdfrequenz wächst bis zum Ende der 

Vegetationsperiode Biomasse auf der Fläche nach. Findet nur eine Mahd im Juli oder 

Anfang August statt, so wird die Salzwiese bis zum Ende der Vegetationsperiode 

wahrscheinlich nahezu vollständig nachwachsen. Leider können jedoch zu dieser Frage 

keine genauen Angaben gemacht werden, da im Untersuchungsjahr die Mahdflächen mit 

den Probeflächen nicht gemäht wurden, weil sie zu nass waren. 



In den Ästuargebieten stellt sich die Situation wiederum anders dar. Vor Beginn des 

Deichbaus bestand der überwiegende Teil der Marschen aus Schilfried (Behre 2008). Heute 

besteht das höher gelegene, deichnahe Vorland überwiegend aus intensiv genutztem 

Grünland und, in nassen Mulden, aus Seggenried, die ebenfalls gemäht oder beweidet 

werden. Die nicht nutzbaren, bei Flut überschwemmten Bereiche bestehen aus Schilfried, 

das zum Teil im Winter gemäht wird. Der deutliche Gegensatz zwischen den 

Vegetationseinheiten Grünland und Schilfried liegt darin, dass Schilf, abgesehen von den 

naturschutzfachlichen Auswirkungen, weder mehrmalige Sommermahd noch Beweidung 

verträgt (z.B. Van Deursen & Drost 1990). Eine kurzfristige Reduktion von Biomasse des 

Schilfes ist lediglich bei Mahd im Herbst für die Energieerzeugung und im Winter für die 

Gewinnung von Reet denkbar. Für die Mahd im Herbst sind allerdings schonende 

Mahdverfahren zu entwickeln, die weder den Boden verdichten, noch die Rhizome 

schädigen. 



5.3 TEILPROJEKT 2B: TREIBSELAUFKOMMEN AM DEICHFUß BEI 

STURMFLUTEN IN ABHÄNGIGKEIT VON DER BIOMASSEPRODUKTION 

DES VORLANDES 


Prof. Dr. Michael Kleyer (Kleyer Umweltplanung) & Diplom Landschaftsökol. 

Antje Bremermann (pgg) 


Die Außendeichsflächen der niedersächsischen Festlandsküste und Ästuare mit ihren 

Salzwiesen, Röhrichten und Grünländern sind naturnahe Elemente der Küstenlandschaft 

und aufgrund ihrer Weiträumigkeit und ihres floristischen und faunistischen Arteninventars 

von großer naturschutzfachlicher Bedeutung. Sie werden traditionell auch landwirtschaftlich 

in unterschiedlicher Weise genutzt und sind gleichzeitig von großer Bedeutung für den 

Küstenschutz. Die unterschiedlichen Funktionen dieser Flächen (Küstenschutz, Naturschutz, 

Landwirtschaft) führten in der Vergangenheit zu intensiven Auseinandersetzungen über das 

Management dieser Flächen, z.B. im Zuge der Etablierung des Nationalparks. 

Ein Aspekt dieser Auseinandersetzungen ist das an den Deichen abgelagerte Treibsel. Es 

entsteht in der Regel, wenn durch Sturmfluten die Wasserstände an der Küste und in den 

Ästuaren über das mittlere Tidehochwasser steigen und das Vorland überflutet wird. Dabei 

wird bereits abgestorbene Streu im Vorland aufgeschwemmt und ggf. noch grünes 

Pflanzenmaterial der Salzwiesen oder Röhrichte abgerissen und größtenteils deichwärts 

transportiert. Der Eintrag aus binnendeichs gelegenen Gebieten über Nebenflüsse sowie die 

Anteile von Algen oder Seegras aus der offenen See oder dem Wattenmeer sind dabei von 

untergeordneter Bedeutung (AG Treibsel 1996, PERSICKE et al. 1999). Im Zeitraum 1975- 

1995 fielen jährlich durchschnittlich ca. 71.000 m 3 Treibsel im Bereich der niedersächsischen 

Ästuare und der Festlandsküste an (AG Treibsel 1996). Allerdings ist die Varianz sehr hoch: 

Zwischen den Jahren schwankt die Treibselmenge um den Faktor 7 (AG Treibsel 1996). 

Die Ablagerung größerer Mengen von Treibsel am Deich kann die Deichsicherheit 

einschränken bzw. gefährden, da es zum oberflächlichen Aufweichen des Deichkörpers 

sowie der Zerstörung der Grasnarbe kommt. Der Deich weist dann gegenüber den 

möglicherweise folgenden Sturmfluten eine geringere Widerstandsfähigkeit auf und neigt 

eher zu Auskolkungen. Durch die Abfuhr des Treibsels entstanden den niedersächsischen 

Deichverbänden im Zeitraum von 1985 bis 2008 jährlich durchschnittlich Kosten von rund 

575.000 € (Wasserverbandstag schriftlich). Allerdings ist eine Abfuhr des Treibsels oft nicht 

möglich, da an weiten Abschnitten der niedersächsischen Deiche keine außendeichs 

verlaufenden Treibselabfuhrwege vorhanden sind und winterliches Befahren des nassen 

Deichkörpers diesen zerstört. Aus Sicht der Deichverbände ist deshalb eine Reduzierung der 

Menge des anfallenden Treibsels erwünscht. 

Um Strategien gegen die Treibselablagerungen auszuarbeiten, muss bekannt sein, ob das 

Treibsel im Wesentlichen lokal produziert wird, d.h. in den Vorlandflächen direkt vor dem 

Deich, oder ob es von entfernt gelegenen Vorländern stammt. So könnte das an der 

Festlandsküste antreibende Treibsel auch von den ausgedehnten Salzwiesen der 

vorgelagerten Inseln stammen. Dann würden sich andere Prioritäten für die Reduzierung von


Treibsel ergeben als bei einer ausschließlich lokalen Treibselverlagerung. Sowohl Gettner 

(2003) als auch die Betriebsstelle Norden des NLWKN (unveröffentl.) führten hierzu 

Versuche mit Treibkörpern durch. Diese Versuche brachten keine eindeutigen Ergebnisse, 

was hauptsächlich methodische Ursachen hatte. Eigene experimentelle Versuche durch 

Auslegen von farbig markierten Röhrichthalmen auf den Vorlandflächen des Wapeler 

Grodens (südlicher Jadebusen) zeigten, dass das Treibsel nicht nur deichwärts, sondern 

auch entlang der Küste transportiert wird. Untersuchungen mit einer statistisch 

ausreichenden Anzahl von Treibkörpern für die Ableitung belastbarer Aussagen sind 

allerdings logistisch kaum durchführbar (Ausbringen und Einsammeln großer Stückzahlen 

entlang der gesamten Küstenlinie). 

Nach den Angaben in AG Treibsel (1996) fielen im Zeitraum 1980-1995 ca. 79 % des 

gesamten niedersächsischen Treibsels in den Ästuaren an (21 % Ems/Dollart, 45 % Weser, 

14 % Elbe), die restlichen 21 % an der Festlandsküste (18 %) sowie auf den Inseln (3 %). 

33 % des gesamten Anfalls betreffen einen einzigen Deichverband (DV Osterstader Marsch, 

rechte Weserseite). 

Allerdings fehlt eine adäquate Differenzierung des Treibselanfalls nach dem Belastungsgrad 

der Deichstrecken. Die bisher verfügbaren Daten beziehen sich auf die gesamten 

Deichabschnitte der jeweiligen Deichverbände und sind teilweise sehr heterogen. So fallen in 

den Bereich des II. Oldenburgischen Deichbandes sowohl Deiche im Jadebusen, an der 

Küste von Butjadingen, an der Unterweser bis zur Huntemündung sowie die Huntedeiche 

von der Huntemündung bis nach Oldenburg. Das Treibselaufkommen an einem derart 

großen Deichabschnitt eindeutig mit bestimmten ökologischen Veränderungen in Verbindung 

zu bringen, ist kaum möglich. Ebenfalls nicht untersucht wurde bislang der Zusammenhang 

zwischen Vorlandgröße und Treibselaufkommen. 

Außerdem haben sich die Vegetationsverhältnisse auf den Vorländern seit 1996 (Stand der 

Auswertung AG Treibsel) weiter verändert. Nachdem ein Teil der Salzwiesen im Verlauf der 

Einrichtung des niedersächsischen Wattenmeer-Nationalparks aus der Nutzung genommen 

wurden, waren die Vegetationstypen, obwohl bereits Brachen, noch durch die vergangene 

Nutzung geprägt. Beobachtungen langjährig ungenutzter Flächen zeigen allerdings, dass 

sich nach etwa 10-20 Jahren auf den meisten Salzwiesen, bei denen keine natürliche 

Entwässerung gegeben ist, Quecken und andere dominante Arten ausbreiten (BOS et al. 

2002 für die Sandsalzwiesen; ESSELINK et al. 2002 für die Ästuarsalzwiesen; GETTNER et al. 

2000, KIEHL et al. 2000, SCHRÖDER et al. 2002 für die Vorlandsalzwiesen). Quecken- 

Dominanzbestände zeichnen sich durch eine besonders hohe stehende Biomasse aus 

(Minden & Kleyer subm.). 

Die Höhe des Treibselaufkommens an einem Deichabschnitt ist im Wesentlichen abhängig 

von den Faktoren Bewuchs des Vorlandes, Lage der Deichstrecke zur Hauptwindrichtung 

und Häufigkeit von Sturmfluten (AG Treibsel 1996). Für ein wirksames Management zur 

Reduzierung des Treibselaufkommens und somit zur Sicherung der Deichanlagen ist es 

notwendig, das Zusammenwirken dieser unterschiedlichen Faktoren zu klären. Angesichts 

der unterschiedlichen Einflussfaktoren ist ein großräumiger Untersuchungsansatz notwendig. 

Da Treibselmengen und –anlandung abhängig von der Hauptwindrichtung während der 



Sturmflut sind, ist es wesentlich, dass der Treibselanfall in Bezug auf einzelne Sturmflut- 

Ereignisse bestimmt wird, anstelle der Betrachtung jährlicher Durchschnittsmengen. 

Das Ziel unserer Untersuchung ist es daher, auf der Basis der von den Deichverbänden an 

den niedersächsischen Deichen flächendeckend gemeldeten Treibselmengen nach zwei 

Sturmfluten folgende Fragen zu beantworten: 

Gibt es einen Zusammenhang zwischen Treibselaufkommen am Deichfuß und der 

Biomassebildung im Vorland? 

Spielt die Hauptwindrichtung während der Sturmflut eine wesentliche Rolle für die 

Varianz des Treibselaufkommens an niedersächsischen Deichen? 

Unterscheiden sich schilfgeprägte Ästuare und Salzwiesen bezüglich produzierter 

Biomasse und Treibselaufkommen am Deich? 

Auf der Basis dieser Untersuchungen können Prognosen erstellt werden, mit denen durch 

Treibsel besonders belastete Deichabschnitte identifiziert werden können. Sofern die 

Prognosegüte akzeptabel ist, könnten diese Deichabschnitte vorrangig für die Durchführung 

von Managementoptionen in Betracht gezogen werden. 


5.3.2.1 ERFASSUNG UND AUFBEREITUNG DER TREIBSELMENGENDATEN 

Die Erfassung und Aufbereitung der Treibselmengendaten ist Bestandteil des Teilprojektes 

1A und ist unter Kapitel 4.4.2 erläutert. 

5.3.2.2 TRANSFER DER BIOMASSEBERECHNUNGEN VON DER 


PROBEFLÄCHEN-EBENE AUF DIE LANDSCHAFTSEBENE 

Um die Abhängigkeit des Treibselanfalls am Deich von der Biomasseproduktion des 

Vorlandes zu quantifizieren, wurde zunächst die Biomasseproduktion der jeweiligen 

Vegetation und Nutzung an den Probeflächen ermittelt und auf das gesamte Vorland 

hochgerechnet. Dazu wurden zunächst aus den im Untersuchungsgebiet vorkommenden 

Biotop- und TMAP (Trilateral Monitoring and Assessment Program)-Typen 

'Vegetationseinheiten' gebildet, die hinsichtlich ihrer Produktivität vergleichbar sind. Auch die 

einzelnen Nutzungsformen wurden hinsichtlich der Nutzungsintensität in 'Nutzungstypen' 

eingeteilt. Die Zuordnungen sind in der Tabelle 26 und Tabelle 27 aufgeführt.


Tabelle 26: Zuordnung von TMAP- und Biotoptypen zu Vegetationseinheiten 

Vegetationseinheit Zuordnung nach 

TMAP 

Küstenwatt S.12, S.13 - 

Pionierzone s.1, S.1.1, S.1.2 - 

Zuordnung 

nach Biotoptyp 

Untere Salzwiese S.2.1 KHU, KHF, KHW 

Portulak-Keilmeldenbestände 

(Halimione) 

S.2.4 

Obere Salzwiese S.3 KHO 

Queckenbestände (Elymus) S.3.7 KHQ 

Grünland G.0 alle G 

Schilf (Phragmites) H.4, S.5.2 KRP, NRS 

Sonstiges Röhricht S.5, S.5.1 KBR, FWR, KRS, KRH, KRZ, NRG, NRW, NRR, 

VER 

Sonstige Vegetation mit geringer 

Treibselproduktion 

Sonstige Vegetation mit hoher 

Treibselproduktion. 

D, H.5.1, H.6, 

H.6.1, H.6.2, SAM, 

S.13, alle X, O, W 

AT, BAS, BAT, BAZ, BE, BFR, BMS, BRS, BRX, 

DOL, DOZ, EOB, FGM, FGR, FGS, FKK, FWO, 

FWP, FZH, FZT, HB, HBA, HBE, HFB, HFM, 

HFS, HN, HPG, HS, HSE, HX, KBO, KBP, KBS, 

KFR, KPB, KPS, KSA, KSI, KSN, KWG, alle KX, 

alle KY, NSR, NPF, NPZ, alle OD, alle OG, alle 

ON, alle OS, alle OV, alle OX, PHO, PKR, alle 

PS, alle PZ, RAG, RSR, RSZ, SAZ, SEN, SEZ, 

SRF, SSK, ST, STG, alle SX, alle TF, WHT, 

WPS, WPS, WPW, WWT, WXH, WXP (u.a.) 

keine alle U, NUT, NSB, NSG, NSS 

Keine Information n keine 



Tabelle 27: Zuordnung von Nutzungsformen zu 'Nutzungstypen' 

Nutzungstyp Nutzungsform 

Brache Brache 


Mahd Winter (da zum Zeitpunkt der Sturmfluten noch nicht gemäht) 

Extensiv genutzt Weide Rinder, 0,5 – 0,8 Rinder/ha 

Weide Rinder, extensive Nutzung 

Weide Schafe, (sehr) extensive Nutzung 

Intensiv genutzt Weide Rinder, 1,0 – 1,5 Rinder/ha bzw. 1 GVE 

Weide Rinder/Schafe, intensive Nutzung 

Mahd Sommer (teilw. mit Nachbeweidung) 

Acker 

Keine Information Weide, Art und Nutzungsintensität unbekannt 

Art und Nutzungsintensität unbekannt 

Sonstige Nutzungen z.B. Campingplätze, Strandbereiche, bebaute Flächen 

Für die Hauptfaktoren der Biomassebildung, nämlich Grundwasserstand und Salzgehalt des 

Grundwassers sowie Nährstoffgehalte der Böden, sind keine flächenhaften Daten verfügbar. 

Deshalb konnten diese Parameter nicht als Grundlage für die Biomasseberechnung des hier 

betrachteten Küsten- und Ästuar-Vorlandes herangezogen werden. Allerdings ist jede 

Vegetationseinheit auch ein Ausdruck der an dem Standort herrschenden 

Umweltbedingungen. Einheiten der unteren Salzwiese weisen z.B. höhere 

Grundwasserstände und Salzgehalte als die der oberen Salzwiese auf. Deshalb wurde 

angestrebt, die Beziehung zwischen Nutzungsintensität und stehender Biomasse für jede 

Vegetationseinheit in Form von Regressionsanalysen zu quantifizieren. Aus diesen 

Berechnungen ergaben sich für jeden Nutzungstyp und jede Vegetationstypenklasse 

detaillierte Werte der stehenden Biomasse. Allerdings ist die Stichprobenmenge gering, 

wenn für die Berechnungen nur Probeflächen einer Vegetationstypenklasse berücksichtigt 

werden. Deshalb konnten diese Berechnungen nur für die Vegetationseinheiten 'Untere 

Salzwiese' und 'Quecken' durchgeführt werden. Wenn die Stichprobenmenge einer 

Vegetationseinheit zu gering für eine Regressionsanalyse war (z.B. für Grünland, obere 

Salzwiese), oder wenn die Vegetationseinheiten nicht genutzt wurden (z.B. Portulak- 

Keilmeldenbestände), dann wurden anstelle von Regressionswerten die Mittelwerte der 

Probeflächen genommen, die zur Verfügung standen. Für kartierte Schilfflächen wurden die 

Sommerwerte der Biomasse der genutzten oder ungenutzten Schilfbestände genommen, da 

die Sturmfluten im Jahr 2006 und 2007 vor der Mahd der Schilfflächen auftraten, somit die 

niedrigen Frühjahrswerte der gemähten Schilfflächen nicht zutrafen. 

Die stehende Biomasse zeigt auch innerhalb einzelner Vegetationseinheiten erhebliche 

Unterschiede, da sie durch Umweltfaktoren wie Nährstoffversorgung, Salinität, 

Grundwasserhöhe und Überflutungshäufigkeit beeinflusst wird. Sie weist daher ein 

Spannweite an Werten auf, die bei dem Upscaling von Probeflächen-Ebene auf 

Landschaftsebene berücksichtigt werden muss. Deshalb wurden drei verschiedene Werte für


die Berechnung der stehenden Biomasse jeder Vegetationseinheit herangezogen: (i) die 

Werte, welche dem unteren Quartil der Biomassewerte entsprechen (optimistische 

Prognose, da auf den geringsten gefundenen Biomassewerten beruhend), (ii) die 

Mittelwerte, (iii) die Werte, welche dem oberen Quartil entsprechen (pessimistische 

Prognose). Bei den Vegetationseinheiten der unteren Salzwiese ('Untere Salzwiese', 

'Portulak-Keilmeldenbestände') und der 'Quecken', deren Biomassewerte unter 

verschiedenen Nutzungen durch Regressionen errechnet wurden, wurden die Werte des 

25 % und 75 % Konfidenzintervalles, der Wahrscheinlichkeit der Lage des Mittelwertes, 

anstelle der Quartile herangezogen. 

Für den Fall, das Vegetationseinheiten nicht durch Probeflächen abgedeckt werden konnten, 

wurden Expertenschätzungen der stehenden Biomasse vorgenommen. 

Mit diesen Vorarbeiten konnten für alle flächenrelevanten TMAP-Einheiten der Vorländer der 

niedersächsischen Küste und alle Biotoptypen der Vorländer der Ästuare Werte für die 

stehende Biomasse geschätzt werden. Diese Werte (Einheit g/m²) wurden mit der Fläche der 

entsprechenden Vegetationseinheiten der Vorländer vor jedem Deichabschnitt multipliziert. 

Da die Länge der Deichabschnitte unterschiedlich ist, wurden die Flächensummen der 

stehenden Biomasse aller Vegetationseinheiten durch die Länge der Deichabschnitte geteilt 

und so auf laufende Meter Deichabschnitt normiert. Da diese Variable sehr viele kleine und 

wenige große Werte aufwies (entsprechend vielen kleinen und wenigen großen Flächen), 

wurde die Variable Biomasse/lfd. m Deichlänge wurzeltransformiert, um näher an normal 

verteilte Werte heranzukommen, welche für die weiteren statistischen Auswertungen 

wesentlich sind. Da alle Werte in gleicher Form transformiert wurden, blieben die 

Unterschiede zwischen den Werten erhalten. 

Um die Produktivität der Flächen und die Treibselmenge am Deichfuß miteinander in Bezug 

zu setzen, wurde das Flächen-Thema der stehenden Biomasse von Vorlandflächen mit dem 

Linien-Thema zur Treibselmenge miteinander verschnitten (siehe Abbildung 29). Um 

stehende Biomasse pro laufenden Meter Deichlänge in Bezug zu dem Treibselanfall zu 

stellen, wurden wiederum Regressionsanalysen eingesetzt. Da die zu erklärende Variable 

Treibselaufkommen aus vier Rangstufen besteht und somit ordinal skaliert ist, wurde ein 

ordinales logistisches Regressionsverfahren gewählt. Logistische Regressionen ermöglichen 

Regressionskurven, die einen Maximal-Wert annehmen können. Dazu wurde das Verhältnis 

beobachtete Treibselkategorie zu max. Treibselkategorie (4) gebildet. Das 

Regressionsverfahren ermittelt die Wahrscheinlichkeit, bei welcher Kombination der 

erklärenden Variablen das Treibselaufkommen den Rang 4 (sehr hoch) einnimmt. 



Abbildung 29: Verschneidung der Informationen der Vorlandflächen und der Treibelmengen 

am Deichfuß 


5.3.3.1 TREIBSELMENGEN 

Die gesamte berücksichtigte Deichlänge betrug für beide Jahre 609 km. Davon waren 

280 km Küsten-Deiche und 330 km Ästuar-Deiche an Ems, Weser und Elbe. Die gesamte 

Vorlandfläche unter Berücksichtigung der Sommerpolderflächen betrug 17.735 ha, wobei 

7.911 ha den Küstenvorländern und 9.824 ha den Ästuarvorländern zuzurechnen sind. 

Nach der Sturmflut am 01.11.2006 wurden an 68 % der gesamten Deichlinie geringe bis 

mittlere Treibselmengen angeschwemmt (Kategorien 0 bis 2), während 30 % mit hohen bis 

sehr hohen Treibselmengen belastet wurden (Kategorien 2-3 bis 4). Ein Drittel der 

Deichstrecken blieb ohne Treibselanfall (vgl. Abbildung 30). Für knapp 2 % der Deichstrecke 

liegen keine Daten vor. Insgesamt nahm der prozentuale Anteil an der Deichlinienabschnitte 

mit den jeweiligen Mengenkategorien von der Kategorie 0 zur Kategorie 4 hin ab (vgl. 

Abbildung 30). 

Die Verteilung der Treibselmengen nach der Sturmflut am 09.11.2007 stellt ein anderes Bild 

dar, wobei hier der Anteil der Deichstrecken, für die keine Daten vorlagen, mit 41 % 

erheblich höher war. Entlang der Deichlinien, für die Daten zusammengetragen werden 

konnten, verteilten sich 39 % auf geringe bis mittlere Treibselmengen und 21 % auf hohe bis 

sehr hohe Treibselmengen (vgl. Abbildung 30). 



Die 'Zwischenkategorien' (0-1, 1-2, …) waren ursprünglich nicht vorgesehen, wurden aber 

vereinzelt von einigen Deichverbänden vergeben, weshalb hier der Flächenanteil im 

Vergleich deutlich geringer ist. 

Abbildung 30: Verteilung der Treibsel-Mengenkategorien entlang der Hauptdeichlinie der 

niedersächsischen Küste und der Ästuare Ems, Elbe und Weser nach den Sturmfluten am 

01.11.2006 (oben) und 09.11.2007 (unten) 

In Bezug auf die Vegetation ist das gesamte Vorland unter Berücksichtigung der 

Sommerpolderflächen von 17.735 ha etwa zur Hälfte von Salzwiesen oder Schilfflächen der 

Ästuare bedeckt, die maßgeblich zur Treibselproduktion beitragen (Vegetationseinheiten: 

'Untere Salzwiese', 'Portulak-Keilmelde', 'Obere Salzwiese', 'Queckenbestände', 'Schilf', 

Sonstiges Röhricht, Sonstige Vegetation mit hoher Treibselproduktion). Die größten 

Flächenanteile werden hier von den Vegetationseinheiten 'Untere Salzwiese' und 'Quecke' 

eingenommen, gefolgt von 'Schilf' und 'Sonstiges Röhricht'. 



Die andere Hälfte ist mit Vegetationseinheiten bedeckt, die nur geringfügig bis gar nicht zur 

Treibselproduktion beitragen (Vegetationseinheit: 'Küstenwatt', 'Pionierzone', 'Grünland', 

'Sonstige Vegetation mit geringer Treibselproduktion'). Davon machen allein die 

Grünlandflächen 70 % aus (Tabelle 28). 

Tabelle 28: Überblick über die Vegetationseinheiten im Gesamt-Datensatz 

Vegetationstyp Größe (ha) Flächenanteil in % 

Küstenwatt 140 0,8 

Pionierzone 724 4,1 

Untere Salzwiese 2.162 12,2 

Portulak-Keilmeldenbestände (Halimione) 21 0,1 

Obere Salzwiese 851 4,8 

Queckenbestände (Elymus) 2.138 12,1 

Grünland 6.607 37,3 

Schilf (Phragmites) 1.647 9,3 

Sonstiges Röhricht 968 5,5 

Sonstige Vegetation mit geringer Treibselproduktion 1.514 8,5 

Sonstige Vegetation mit hoher Treibselproduktion 757 4,3 

Keine Information 207 1,2 

Gesamt-Vorland 17.735 100,0 

In Bezug auf die Nutzung sind rund 43 % der Flächen ungenutzt, 46 % intensiv genutzt. Ein 

sehr geringer Teil (2 %) wird extensiv genutzt. Für die übrigen Flächenanteile erfolgen 

sonstige Nutzungen oder es liegen keine Nutzungsinformationen vor (Tabelle 29). 

Tabelle 29: Überblick über die Nutzungstypen bzw. -intensitäten im Gesamt-Datensatz 


Nutzungstyp Größe (ha) Flächenanteil in % 

Brache 7.472 42,1 

Extensiv genutzt 321 1,8 

Intensiv genutzt 8.274 46,7 

Keine Information 1.239 7,0 

Sonstige Nutzungen 429 2,4 

Gesamt-Vorland 17.735 100,0 

Im Vergleich zu den Tabellen zur aktuellen Landnutzung in den Kapiteln 4.2.1.5 und 4.2.2.5 

ist zu beachten, dass hinsichtlich der Auswertung des Treibselaufkommens die 

Sommermahd zum Nutzungstyp „Intensiv genutzt“ und die Weidenutzung mit unbekannter 

Besatzdichte zu der Kategorie „Keine Information“ gerechnet wurde (vgl. Tabelle 27).


Für einige Deichabschnitte konnten in beiden Jahren keine Daten zum Treibselanfall 

gewonnen werden. Die Vorlandflächen dieser Deichabschnitte konnten demzufolge bei den 

Auswertungen nicht berücksichtigt werden (vgl. Tabelle 30). 

Die gesamte berücksichtigte Deichlänge betrug rund 610 km, die gesamte Vorlandfläche 

unter Berücksichtigung der Sommerpolderflächen 17.735 ha. Die nachfolgende Tabelle gibt 

einen Überblick über die Daten, die bei der Auswertung der Datensätze der Sturmfluten in 

den Jahren 2006 und 2007 berücksichtigt werden konnten. 

Tabelle 30: Übersicht der Datensätzen zu den Sturmfluten 2006 und 2007 

Datensatz 2006 2007 

Deichlänge gesamt (km) 609,85 

Deichlänge, für die keine Treibseldaten vorlagen [km] 

(nicht ausgewertet) 

Deichlänge, für die Treibseldaten vorlagen [km] 

(ausgewertet) 

8,87 248,12 

600,99 361,74 

Vorlandfläche gesamt [ha] 17.735,2. 17.734,96 

Vorlandfläche, für die keine Treibseldaten am Deich vorlagen [ha] 

(nicht ausgewertet) 

Vorlandfläche, für die Treibseldaten am Deich vorlagen [ha] 

(ausgewertet) 

49,11 6384,54 

17.686,12 11.350,43 

Mittlere Vorlandfläche [m²] pro lfd. Meter Deichlänge 290,81 290,80 

5.3.3.2 BIOMASSEPRODUKTION 

Die Biomasseproduktion wird hier am Beispiel der Probegebiete Norderland und Strohauser 

Plate dargestellt. Für das Norderland sind die Biomassewerte im Herbst 2006 und im 

Sommer 2007 zu Grunde gelegt worden, für die Ästuarflächen der Strohauser Plate nur der 

Sommer 2007, da hier im Herbst 2006 keine Probenahme durchgeführt wurde (Kapitel 

5.2.2.2). Die Abbildungen zur Stehenden Biomasse des Norderlandes von 2006 (Abbildung 

31 und Abbildung 32) und 2007 (Abbildung 34) zeigen, dass die Produktivität im Jahr 2006 

auf einem Großteil der Fläche (Sommerpolder ausgenommen) um etwa 1 bis 2 t TM/ha 

(entspricht 100-200 g TM/m²) höher gewesen ist als im Jahr 2007, was wahrscheinlich auf 

die längere Wachstumszeit bis zum Erntetermin Herbst 2006 zurückzuführen ist. Außerdem 

zeigen sie auch den Einfluss der Beweidung (vgl. Abbildung 33), denn die stehende 

Biomasse in den Brachen ist 1 – 2 t/ha höher als die der eher intensiv beweideten Flächen. 

Der Vergleich von extensiv beweideten Flächen mit Brachen zeigt lediglich im Jahr 2007 

eine Verringerung der Biomasse durch Beweidung um etwa 100 gTM/m². Dagegen zeigt sich 

im Jahr 2006 ein Mosaik, das zum geringeren Teil aus Flächen besteht, in denen die Rinder 

die Biomasse reduziert haben, zum größeren Teil aber aus Flächen, in denen 

Biomassemengen wie in den Brachen zu finden sind. Die extensive Beweidung mit einer 

Besatzdichte von 0,5 Rindern pro ha konnte also die stehende Biomasse im Jahr 2006 kaum 

reduzieren. 




johann köhler martin sprötge gotthard storz 


0 500 m 

Forschungsvorhaben: Strategien 

zur Treibselreduzierung - 

Grundlagen und naturschutzfachliche Bewertung 

Vorlandbereich "Norderland" 

Stehende Biomasse Sommer 2007 

Niedersächsische Deichverbände & 


Stehende Biomasse im Sommer 

(Datengrundlage 2007, Einheit g/m²) 

0 - 100 

Quelle Geobasisdaten: 

> 100 - 200 

> 200 - 300 

> 300 - 400 

> 400 - 500 

> 500 - 600 

> 600 - 700 

> 700 - 800 

> 800 - 900 

> 900 (1469) 

Auszug aus den Geobasisdaten der Niedersächsischen 

Vermessungs- und Katasterverwaltung 

Projekt 


Forschungsvorhaben "Strategien 

zur Treibselreduzierung" 

26939 ovelgönne 


klein-zetel 22 

tel 04737/8113-0 

Finanzierer 

fax 04737/8113-29 

email 

Niedersächsische Deichverbände & frieschenmoor@pgg.de 


28203 bremen 

Teilvorhaben 

rembertistraße 29/30 

tel 0421/33752-0 

Modellhafte Managementkonzepte fax 0421/33752-33 

email bremen@pgg.de 

Plandarstellung 



Abbildung 31: Stehende Biomasse Sommer 2007, Vorlandbereich „Norderland“ 



0 500 m 

Projekt-Nr. 

1840 

bearbeitet 

Sp/AB 

gezeichnet 

AB 

geprüft 

Datum 

10.03.2011 

Maßstab 

s. Leiste 

Blatt 

Karte 1 

geändert 

Datei 

g/projekte/1840/ 

plaene/1-5 

Plotdatei 


plots/1-5 

internet: www.pgg.de 





Stehende Biomasse Herbst 2006 



Stehende Biomasse im Herbst 


0 - 100 


> 100 - 200 

> 200 - 300 

> 300 - 400 

> 400 - 500 

> 500 - 600 

> 600 - 700 

> 700 - 800 

> 800 - 900 

> 900 (1469) 



Abbildung 32: Stehende Biomasse Herbst 2006, Vorlandbereich „Norderland“ 

Projekt 







tel 04737/8113-0 

Finanzierer 

fax 04737/8113-29 

email 



28203 bremen 

Teilvorhaben 


tel 0421/33752-0 





Stehende Biomasse Herbst 2006 

Projekt-Nr. 

1840 

bearbeitet 

Sp/AB 

gezeichnet 

AB 

geprüft 

Datum 

10.03.2011 

Maßstab 

s. Leiste 

Blatt 

Karte 1 

geändert 

Datei 


plaene/1-5 

Plotdatei 


plots/1-5 

internet: www.pgg.de


Abbildung 33: Landnutzung, Vorlandbereich „Norderland“ 



0 500 m 





Landnutzung 



Landnutzung 




Projekt 







tel 04737/8113-0 

Finanzierer 

fax 04737/8113-29 

email 



28203 bremen 

Teilvorhaben 


tel 0421/33752-0 





Landnutzung 

Projekt-Nr. 

1840 

bearbeitet 

Sp/AB 

geprüft 

Brache 

Beweidung mit Rindern, Intensität unbek. 

Beweidung mit 0,5 Rindern/ha 



Mahd, Sommer 

intensive Bewirtschaftung 

Acker 

Röhricht-Mahd, Winter 

Sonstige Nutzung 

Nutzung unbekannt 

Im Vergleich zum Norderland befindet sich auf der Strohauser Plate, mit seinen 

ausgedehnten Schilfflächen, eine wesentlich höhere stehende Biomasse. Entlang des 

Weserufers und auf der Nordseite der Plate wurden im Jahr 2007 bis zu 14 t/ha stehende 

Biomasse gebildet (Abbildung 34). 

gezeichnet 

AB 

Datum 

10.03.2011 

Maßstab 

s. Leiste 

Blatt 

Karte 1 

geändert 

Datei 


plaene/5 

Plotdatei 


plots/5 







0 500 m 




Vorlandbereich "Strohauser Plate" 




Stehende Biomasse im Sommer 


0 - 100 


> 100 - 200 

> 200 - 300 

> 300 - 400 

> 400 - 500 

> 500 - 600 

> 600 - 700 

> 700 - 800 

> 800 - 900 

> 900 (1469) 



Projekt 







tel 04737/8113-0 

Finanzierer 

fax 04737/8113-29 

email 



28203 bremen 

Teilvorhaben 


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Abbildung 34: Stehende Biomasse Sommer 2007, Vorlandbereich „Strohauser Plate“ 

Abbildung 35: Landnutzung, Vorlandbereich „Strohauser Plate“ 



0 500 m 

Projekt-Nr. 

1840 

bearbeitet 

Sp/AB 

gezeichnet 

AB 

geprüft 

Datum 

10.03.2011 

Maßstab 

s. Leiste 

Blatt 

Karte 1 

geändert 

Datei 


plaene/1-5 

Plotdatei 


plots/1-5 


Landnutzung 



Landnutzung 

Projekt-Nr. 

1840 

Datum 

10.03.2011 

Maßstab 

s. Leiste 

Blatt 

Karte 1 

geändert 







Landnutzung 




Projekt 







tel 04737/8113-0 

Finanzierer 

fax 04737/8113-29 

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28203 bremen 

Teilvorhaben 


tel 0421/33752-0 



bearbeitet 

Sp/AB 

gezeichnet 

AB 

geprüft 

Brache 

Beweidung mit Rindern, Intensität unbek. 




Mahd, Sommer 

intensive Bewirtschaftung 

Acker 

Röhricht-Mahd, Winter 

Sonstige Nutzung 

Nutzung unbekannt 

Datei 


plaene/5 

Plotdatei 


plots/5 

internet: www.pgg.de


Rechnet man unsere Biomasseerhebungen für die wichtigsten Vegetationseinheiten und 

Schätzungen für flächenmäßig weniger relevante Vegetationseinheiten auf die gesamten 

niedersächsischen Vorländer der Küste und der Ästuare hoch, so ergeben sich Gesamtwerte 

für die stehende Biomasse von 71.000 t bis 114.500 t Trockenmasse (unteres bis oberes 

Quartil), trotz erfolgter Nutzung (Abbildung 36). Ohne Nutzung ergäbe sich eine geschätzte 

mittlere Menge von 135.000 t Trockenmasse. Die entsprechende Frischmasse kann bis zum 

Zehnfachen dieser Werte betragen, je nach Wassergehalt der Biomasse. 

Abbildung 36: Geschätzte stehende Biomasse auf den Vorländern der niedersächsischen 

Festlandsküste einschließlich der Ästuare 

Oben: Zahlen für die stehende Biomasse, welche trotz Nutzung auf den Vorländern steht; unten: 

Potenzielle stehende Biomasse unter der Annahme, dass keine Nutzung stattfindet. Alle Werte geben 

die Trockenmasse an. 



5.3.3.3 TREIBSELMENGEN AN DEN DEICHEN DER FESTLANDSKÜSTE UND 


DER ÄSTUARE EMS, ELBE UND WESER 

Bei dem Vergleich der Treibselmengen in den Jahren 2006 und 2007 zeigt sich an den 

Deichen der Salzwiesen und der Ästuäre ein ähnliches Bild: Die Treibselmengen an den 

Deichen steigen signifikant mit der im Vorland produzierten Biomasse (Abbildung 37). Die 

Graphen in Abbildung 37 zeigen auf der y-Achse die Wahrscheinlichkeit, dass die höchsten 

Treibselmengen (Kategorie 4) am Deich abgelagert werden. Auf der x-Achse ist die 

stehende Biomasse des Vorlandes dargestellt, die wegen der unterschiedlichen Längen der 

Deichabschnitte auf laufende Meter Deichlänge normiert wurde. Diese Werte ergeben sich 

aus der Multiplikation von Vorlandgröße und Biomasseproduktion im Vorland. Ein gegebener 

Wert „Biomasse/lfd. m Deich“ kann also entweder durch hohe Biomasseproduktion auf 

kleiner Fläche oder geringe Biomasseproduktion auf großer Fläche erreicht werden. Nimmt 

man eine 50 %ige Wahrscheinlichkeit für das Erreichen der Treibselkategorie 4 (50 % = 0.5 

auf der y-Achse, 4 = sehr hohe Treibselmengen am Deich) an, so wird diese bei x-Achsen- 

Werten von 300 = 90 kg Biomasse/lfd. m Deich auf den Salzwiesen und 400 – 500 = 160 kg 

– 250 kg Biomasse/pro lfd. m Deich in den Ästuaren erreicht. Auf den Salzwiesen tritt bei x- 

Achsenwerten von 700 = 490 kg Biomasse/lfd. m Deich eine Sättigung ein, ab diesem Wert 

werden die höchsten Treibselmengen am Deich angelandet. Das Bestimmtheitsmaß R² zeigt 

an, wie hoch die Varianz in den Daten ist und wie gut die Regressionskurven die Beziehung 

zwischen Treibselmengen und Biomasse im Vorland wiedergeben. Das R² ist generell 

niedrig, die Varianz also hoch, was bedeutet, dass die Beziehung zwischen Treibsel und 

Biomasse im Vorland des Deiches an vielen Deichabschnitten nicht eindeutig ist, sondern 

durch Strömung oder andere Faktoren abgewandelt wird. Generell wird der Treibselanfall an 

Deichen der Ästuare etwas schlechter durch die Biomassebildung der Vorländer erklärt als 

die der Salzwiesen.


Abbildung 37: Wahrscheinlichkeit von Treibselmengen an der Küste (Auf Grundlage der Daten 

der Sturmflut Nov. 2006 und 2007) in Abhängigkeit von der stehenden Biomasse im Vorland 

Gezeigt sind Regressionslinien für das 25 % Quartil (blau), den Median (schwarz) und das 75 % 

Quartil (rot) der Biomassebildung. Die y-Achse zeigt die Wahrscheinlichkeit, die Treibselkategorie 4 zu 

erreichen, dargestellt zwischen 0 (kein Treibsel) und 1 (mit sehr hoher Wahrscheinlichkeit 

Treibselkategorie 4). Die x-Achse zeigt die wurzeltransformierte Menge an Biomasse [g] im Vorland 

pro lfd. m Deich. Ein Wert von 200 ergibt umgerechnet 40.000 g = 40 kg, ein Wert von 800 ergibt 

640.000 = 640 kg stehende Biomasse. 

In keinem Fall trug die Exposition der Deichlinie relativ zur Hauptwindrichtung signifikant zur 

Erklärung des Treibselaufkommens am Deich bei. Leewärts gelegene Deichlinien werden 

nur geringfügig weniger durch Treibsel belastet als direkt dem Wind ausgesetzte Deichlinien, 

d.h. luvwärts gelegene Deiche. Dieses Ergebnis steht im Gegensatz zu unseren 

Erwartungen, dass luvwärts gelegene Deichabschnitte besonders stark von Treibsel 

beeinflusst werden (vgl. Karten 1a und 1b). 




In dieser Untersuchung haben wir die Ergebnisse zur Biomassebildung auf Probeflächen 

(vgl. Kapitel 5.2) auf alle Vorlandflächen der niedersächsischen Küsten und Ästuare 

übertragen. Unsere Ergebnisse zeigen, dass die Treibselmengen am Deich signifikant von 

der stehenden Biomasse im Vorland des Deiches bestimmt werden. Die Exposition zur 

Hauptwindrichtung spielt dabei eine untergeordnete Rolle, wobei allerdings zu 

berücksichtigen ist, dass nur eine Hauptwindrichtung zugrunde gelegt werden konnte, was 

nur bedingt der Realität entspricht. 

Die Beziehung zwischen Treibselmengen und stehender Biomasse war in Salzwiesen und 

Ästuaren unterschiedlich. Hohe Treibselmengen wurden an der Küste schon bei erheblich 

geringeren Biomassemengen in den Salzwiesen erreicht als in den Ästuaren. Diese 

Unterschiede sind nicht leicht zu verstehen, da man zunächst annehmen würde, dass 

gleiche Treibselmengen am Deich auf gleiche Biomassemengen im Vorland zurückzuführen 

sind. Gründe für die Unterschiede können in der unterschiedlichen Treibselbildung bei Schilf 

und Salzwiesen liegen, der höheren kinetischen Energie der Wellen an der Küste oder auch 

unterschiedlichen Treibseleinschätzungen bei der Abfuhr durch die Deichverbände liegen. 

Insbesondere die höhere Wellenenergie an der Küste könnte dazu führen, dass bei 

geringerer stehender Biomasse in den Salzwiesen höhere Treibselmengen am Deich 

angelandet werden. Da Schilf hochwüchsiger ist und u.U. nicht völlig überflutet wird, könnte 

Treibsel auch von stehendem Schilf vor dem Deich abgefangen werden, statt am Deich zu 

landen. 

Generell ist die Varianz der Daten sehr hoch (bzw. das Bestimmtheitsmaß niedrig), was eine 

Prognose von Deichabschnitten mit besonderer Treibselbelastung erschwert. Diese Varianz 

ist in den Ästuaren höher als an der Küste. Zu den Ursachen zählen: 

Subjektivität und Unterschiede in der Genauigkeit der Schätzung der Treibsel- 

Kategorien. Viele verschiedene Bearbeiter haben die Treibselmengen an Hand eines 

Fotoschlüssels geschätzt (Kap. 5.3.2.1). Abweichungen in den Schätzungen um eine 

Stufe sind dabei durchaus möglich. Zudem wurden kleinräumige Unterschiede in den 

Treibselmengen vermutlich nicht erfasst, stattdessen ist anzunehmen, dass 

überschlägige Schätzungen für größere Abschnitte vorgenommen wurden. 

Ungenaue Informationen zur Nutzung oder Vegetation der Vorlandflächen. Die Qualität 

der Informationen insbesondere zur Nutzung ist sehr heterogen. In vielen Fällen sind 

genaue Informationen über Nutzungsintensitäten vorhanden (z.B. bei beweideten 

Flächen), in anderen Fällen aber nur sehr allgemeine Informationen. Darunter fallen vor 

allem touristisch genutzte Bereiche oder bebaute Flächen, in denen allerdings häufig nur 

wenig Biomasse produziert wird und von Sturmfluten abtransportiert werden kann. 

Deshalb wird dieser Aspekt nur wenig Auswirkung auf das Ergebnis haben. 

Ungenauigkeiten bei der Abschätzung der Biomassebildung der jeweiligen 

Vegetationseinheiten. Umwelteinflüsse (Nährstoffe, Salinität, etc.) führten zu einer 

erheblichen Varianz der stehenden Biomasse, wie sich aus den 'boxplots' der Ergebnisse 

der Probeflächen anhand der großen Wertespannen ersehen lässt (Abbildung 23). Diese 

Varianz konnte dadurch aufgefangen werden, dass drei voneinander unabhängige 

Analysen für die untere, mittlere und obere Biomassemenge in den Vegetationseinheiten 

durchgeführt wurden, so dass die Spannweite der Varianz der stehenden Biomasse bei 



dem „upscaling“ von den Probeflächen auf die Gesamtfläche der Küste erhalten und 

ersichtlich bleibt. Für viele kleinere Flächennutzungen entlang der Küste, seien es Äcker, 

Parks, Spielplätze, Gehölze u.a., lagen aber keine Daten von Probeflächen vor, so dass 

wir hier Schätzungen vornehmen mussten. Diese sind natürlich mit Unsicherheiten 

behaftet. 

Alle Ergebnisse beruhen auf den Ereignissen von zwei Sturmfluten mit spezifischen 

Wasserständen, Strömungen, Windrichtungen und Windstärken. Ob unsere Ergebnisse 

auch für andere Jahre und Sturmfluten repräsentativ sind, können Folgeuntersuchungen 

nach weiteren Sturmfluten zeigen. 

Zu den methodischen Problemen kommt die hohe Bedeutung zufälliger Prozesse, die sich in 

den geringen Bestimmtheitsmaßen der Regressionen niederschlagen. Dazu zählen: 

Unterschiede in der Strömungsrichtung und in der Hauptwindrichtung. So kann auf den 

Flüssen einerseits eine flussabwärtsgerichtete Strömung stattfinden, andererseits eine 

seitwärts gerichtete, die durch den Wind verursacht wird. Auch an der Küste müssen die 

Strömungen, welche das Treibsel auf die Deichabschnitte verteilen, nicht immer mit der 

Windrichtung übereinstimmen. Dies ließ sich nach der Sturmflut 2006 am Jadebusen 

beobachten: Während am luvwärts gelegenen Deich am nördlichen Augustgroden, der 

aber im „Strömungsschatten“ des Eckwarder Ahndeichs liegt, nur wenig Treibsel aufwies, 

ist der leewärts gelegene Deich zwischen Dangast und Varel mit hohen Treibselmengen 

belastet worden, obwohl die Vorlandgröße vergleichbar ist. Offenbar drehte die Strömung 

vom Eingang des Jadebusens her im Uhrzeigersinn rund um den Jadebusen und folgte 

deshalb nur bedingt der Hauptwindrichtung. 

Veränderung der Strömung und Beeinflussung der Wellenhöhe durch die Uferlinie. 

Bestimmte Uferlinien können je nach Hauptwindrichtung im Strömungs- und 

Wellenschatten anderer Uferlinien liegen. 

Räumliche Unterschiede zwischen Treibselentstehung und Treibselanlandung. 

Insbesondere entlang der Flüsse kann Treibsel auf der einen Uferseite aufgeschwemmt 

und dann an der anderen Seite abgelagert werden. Leider konnte in dieser Untersuchung 

nur das Vorland direkt vor der Deichlinie betrachtet werden. Gegenüberliegende 

Vorländer gingen in die Auswertung nicht ein. 

Trotz der methodischen Unwägbarkeiten und dem Einfluss zufallsgesteuerter Prozesse ist 

die Beziehung zwischen Treibselanfall am Deich und stehender Biomasse im Vorland hoch 

signifikant. Mit unseren Erwartungen deckt sich das Ergebnis, dass große Vorlandflächen 

viel Treibsel produzieren. Die Bedeutung der Flächengröße des Vorlandes zeigt sich darin, 

dass die teils erhebliche Varianz der Biomasseproduktion in den Probeflächen sich in der 

Beziehung zwischen Biomasse und Treibselbildung kaum auswirkt, da die Linien der unteren 

und oberen Quartile sowie der Mittelwerte eng beieinander liegen. Treibsel wird also im 

Wesentlichen lokal produziert und dann bei Sturmfluten an den Deich geschwemmt. Dies 

bedeutet, dass durch Treibsel besonders belastete Deichabschnitte anhand der 

Biomasseproduktion und Vorlandgröße identifiziert werden können. 

Ebenfalls die Erwartungen bestätigt hat das Ergebnis, dass besonders produktive Vegetation 

am daran angrenzenden Deichfuß viel Treibsel produziert. Ob das Treibsel allerdings einen 

großen Anteil der stehenden Biomasse der Vegetation ausmacht, kann bezweifelt werden. 



Nach BOUCHARD et al. (1998) exportieren täglich zweimal überflutete Spartina-Bestände im 

makrotialen Bereich der Bay of Fundy (Kanada) zwar fast ihre gesamte überirdische 

Biomasseproduktion in die Küstengewässer, jedoch können in der oberen Salzwiese bis zu 

75 % der Streu überwintern. Letzteres würde einen Export von 25 % der Streu aus der 

oberen Salzwiese bedeuten. Für Atriplex portulacoides, eine Art mit Schwerpunkt in der 

unteren Salzwiese, geben die Autoren an, dass 86 % der anfallenden Nekromasse 

(abgestorbene Biomasse, bezogen auf die überirdische Biomase) direkt unter der Vegetation 

verbleiben, 14 % hingegen exportiert werden. Über den weiteren Verbleib dieser in die 

Küstengewässer exportierten Pflanzenbestandteile machen die Autoren keine Angaben. 

Nach den Angaben von DANKERS et al. (1984) werden im Dollart 5-6 % der überirdisch 

produzierten Biomasse als Treibsel am Deich abgesammelt. Diese Angaben beziehen sich 

aber nicht auf einzelne Vegetationstypen und wurden außerdem an einem Deichabschnitt 

mit Nordost-Exposition, bei Sturmfluten also ablandigem Wind ermittelt. Nach DAME (1982) 

hingegen (Angaben für ein Salzwiesensystem von der Ostküste Nordamerikas) beträgt der 

Austrag von Makro-Detritus aus Spartina-Beständen sogar nur ca. 1 % der gesamten 

Primärproduktion. 

Zum Austrag von Biomasse aus Schilfbeständen gibt es in der wissenschaftlichen Literatur 

nur wenige Veröffentlichungen. Nach KUHL & KOHL (1992) führt erhöhte Stickstoffversorgung, 

z.B. aufgrund der Eutrophierung von Gewässern, zu einer verringerten Halmstabilität von 

Schilf (Phragmites communis) und damit zu einer höheren Bildung von Treibsel aus 

Schilfresten. OSTENDORP (1995) entwickelte ein Modell zur Widerstandsfähigkeit von Schilf 

gegenüber mechanischen Belastungen wie Wellenschlag. Nach diesem Modell ist der 

winterliche Austrag von Pflanzenmasse aus gemähten bzw. gebrannten Beständen des 

Bodensees höher als der aus ungenutzten Beständen, da die Halme der genutzten Bestände 

eine geringere Widerstandsfähigkeit aufweisen. 

Nach unseren Daten lässt sich für die niedersächsische Küste folgende Schätzung 

aufmachen. Im Zeitraum der Jahre 1995 (94/95) bis 2010 (09/10) wurden von den 

Deichverbänden mittlere jährliche Treibselmengen von 92.000 m² gemeldet. Nach unserer 

Hochrechnung wurden in den Vorländern zwischen 71.000 und 114.500 t Trockenmasse 

produziert (Abbildung 36). Leider liegen keine Daten für das Raumgewicht der Biomasse von 

Salzwiesen und Schilf vor. Schätzt man auf der Grundlage des Raumgewichtes von 

Grassilage, das bei einem Trockenmassegehalt von 20 % etwa 600 kg Feuchtmasse/m³ 

aufweist, das Gewicht der mittleren jährlichen Treibselmenge, so kommt man auf 71.000 m³ 

x 600 kg = 42.600 t Frischmasse. Nimmt man für die Umrechnung von Trockenmasse (TM) 

auf Frischmasse (FM) einen Faktor von 8 für die Biomassewerte, so erhält man zwischen 

568.000 und 916.000 t FM Biomasse, die in den nds. Vorländern produziert werden. Der 

mittlere jährliche Treibselanfall an der niedersächsischen Küste beträgt also 10 bis 16 % der 

produzierten Biomasse (Berechnungsgrundlage 2006). Dies ist etwa doppelt so hoch wie die 

von DANKERS et al. (1984) für den Dollart geschätzten Werte. 

Aus der Literatur und unseren Daten zeigt sich also, dass nur ein geringer Anteil, d.h. 10 bis 

20 % der oberirdischen Biomasse aus den Vorland-Beständen als Treibsel auf den Deich 

geworfen wird (unter Berücksichtigung der bereits durch Nutzung abgeführten Mengen). Der 



größte Teil der Biomasse wird innerhalb der Vorländer relativ schnell abgebaut, wobei es 

allerdings deutliche, auf biologische Eigenschaften der Arten zurückzuführende Unterschiede 

zwischen den Vegetationseinheiten gibt (Kapitel 5.2.3.2)). 

Insgesamt zeigt die Untersuchung, dass das Treibselaufkommen am Deich im Wesentlichen 

aus dem davor gelegenen Vorland stammt und bei Vorland-Vegetation mit hoher Biomasse 

besonders hoch ist. Strömungen und andere Faktoren können diese Beziehung allerdings 

lokal beeinflussen. Erstmals liegen jetzt Schätzungen der Biomasseproduktion des gesamten 

niedersächsischen Vorlandes vor. Übersteigen die Biomassewerte 90 kg TM/m Deichlänge 

in den Salzwiesen und ca. 200 kg TM/m Deichlänge in den Ästuaren, so können wir von 

Risikogebieten mit hohem Treibselanfall sprechen, für die besondere 

Infrastrukturmaßnahmen und -einrichtungen für die Treibselabfuhr notwendig sind. 

5.4 FAZIT 

Die Ergebnisse zeigen, dass die Biomasseproduktion der Salzwiesen erheblich von der 

Höhe und dem Salzgehalt des Grundwasser abhängt. Heute wird der Grundwasserstand auf 

den meisten Salzwiesen durch Grüppen und Gräben künstlich erniedrigt. Durch eine 

Erhöhung euhalinen Grundwassers lässt sich die Produktivität auf Standorten einschränken, 

die mit Vegetationseinheiten der oberen Salzwiese, insbesondere mit Quecken bestanden 

sind. Diese Strategie funktioniert nur auf Salzwiesen, aber nicht in den Brackwasser- 

Röhrichten der Fluss-Ästuare, da hier der Salzgehalt zu niedrig ist und das Schilf sehr gut an 

hohe Grundwasserstände und sogar Überstau angepasst ist. 

Die Ergebnisse zeigen weiterhin, dass Nutzung in Form von Mahd oder Beweidung die 

Biomasse einschränken kann. Auf den Salzwiesen der Festlandsküste müsste die 

Besatzdichte mit Weidevieh sehr hoch sein, um die Biomasse effektiv zu reduzieren 

(2-3 GV/ha). 

Durch eine einmalige Mahd am Ende der Vegetationsperiode könnte vor Beginn der 

Sturmflut-Saison die gesamte Jahresproduktivität der Salzwiese abgeschöpft werden. 

Jedoch ist dieses rohfaserreiche und proteinarme Material nicht für die Verfütterung geeignet 

und müsste auf die Deponie gefahren werden. Angesichts einer Produktivität von 6-8 t/ha 

Trockensubstanz, welche einer effektiv zu deponierenden Menge von 40-60 t/ha 

Feuchtsubstanz entspricht, ergeben sich daraus sehr hohe Deponiekosten. Würden die 

Flächen stattdessen im Frühsommer gemäht werden, so könnte zwar die Biomasse verfüttert 

werden können. Jedoch zeigen unsere Ergebnisse, dass die Biomasse nach diesem Schnitt 

bis zum Ende der Vegetationsperiode wieder fast vollständig aufgewachsen ist. Deshalb 

müsste zur Treibselvermeidung im Herbst eine zweite Mahd erfolgen, bei der in etwa die 

gleiche Menge zu verfüttern bzw. – sofern diese für die Verfütterung ungeeignet ist - 

deponiert werden. Alternativ könnte aber über eine Vergasung in Biogasanlagen 

nachgedacht werden. 

Auf den Vorländern der Ästuare, die ja nicht zum Nationalpark gehören, wird die 

landwirtschaftliche Beweidung oder Mahd dort praktiziert, wo eine Entwässerung möglich ist 

und keine Überflutung stattfindet. Auf tieferliegenden Flächen, die bei Flut überschwemmt 



werden, wächst in der Regel Brackwasser-Röhricht. Es kann durch Wassermanagement 

nicht in seiner Produktivität eingeschränkt werden. Dort ist Beweidung unmöglich und eine 

Mahd am besten im Winter möglich. Wintermahd reduziert aber nicht den 

Biomasseaufwuchs im folgenden Sommer, sondern verstärkt ihn noch. Finden die 

Sturmfluten bereits Ende Oktober/Anfang November statt, d.h. vor der Wintermahd, so kann 

die besonders hohe Biomassemenge der Brackwasser-Röhrichte zu besonders hohem 

Treibselanfall führen. 

Wenn die an Probeflächen gewonnenen Beziehungen zwischen Biomasseproduktion und 

Umweltbedingungen auf die Gesamtfläche der niedersächsischen Vorländer übertragen 

wird, so ergibt sich eine mittlere Gesamtmenge von 94.000 t Trockenmasse oder bei 

Annahme von 80 % Wassergehalt eine Menge von 752.000 t Frischmasse. Diese Werte 

basieren auf errechneten oder geschätzten Biomassemengen von Vegetationseinheiten, 

deren Verteilung und Flächengröße entlang der niedersächsischen Küste bekannt ist. 

Die Auswertung des Treibsel-Anfalls an den Deichen hat gezeigt, dass eine signifikante 

Korrelation zwischen der Biomasseproduktion des Vorlandes und der am Deich 

angeschwemmten Treibselmenge besteht. Dabei sind die Größe des Vorlandes und der 

Bestand an Vegetation mit besonders hoher Biomasseproduktion besonders wichtig. 

Allerdings wird diese Beziehung durch zahlreiche nicht quantifizierbare Faktoren beeinflusst. 

So hängt die Verdriftung des Treibsels von der Stärke der Sturmflut, den Strömungen und 

der Hauptwindrichtung ab. Das Zusammenwirken dieser Faktoren führt dazu, dass der 

Treibselanfall an einem einzelnen Deichabschnitt nicht sicher vorhergesagt werden kann. 

Sicher aber ist, dass große Vorlandareale vor dem Deich die Grundlage für hohen 

Treibselanfall bilden. 



5.5 LITERATURVERZEICHNIS 

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6 ERGEBNISBERICHT TEILPROJEKT 3: 

HABITATMODELLE FÜR CHARAKTERISTISCHE VOGELARTEN DER 

NIEDERSÄCHSISCHEN SALZWIESE 


Dipl. Landschaftsökol. Martin Maier & Dr. Julia Stahl, Universität Oldenburg 

6.1 ANLASS UND ZIELSETZUNG 

Das Teilprojekt 3 richtet sich innerhalb der Studie zum Treibselaufkommen entlang der 

niedersächsischen Küste auf das Ökosystem-Prozessverständnis: Welche Konsequenzen 

hat eine Änderung der Vorlandnutzung für die Küstenökologie und den Naturschutz? 

Im Rahmen dieses Teilprojektes wurden die kausalen Zusammenhänge zwischen den 

wichtigsten Habitatparametern und der Reaktion von Brut- und Rastvogelarten bezüglich der 

Nist-, bzw. Rastplatzwahl untersucht, wobei die verschiedenen Vorlandnutzungsformen 

besondere Berücksichtigung fanden. 

Zu den Habitatansprüchen von Brut- und Rastvögeln auf Küstenvorlandflächen werden im 

Folgenden wissenschaftlich fundierte Aussagen gemacht, die eine Bewertung verschiedener 

Maßnahmen zulassen. Dabei liegt ein besonderer Schwerpunkt auf der Beurteilung der 

Konsequenzen verschiedener Nutzungsformen (Brache, Mahd, Beweidung) für Brut- 

vorkommen typischer Salzwiesenarten sowie für Rastbestände. 

Die Informationen zu Rastvögeln der Salzwiesen wurden anhand einer umfangreichen 

Literaturrecherche gewonnen und lassen Aussagen zu ausgewählten Singvogelarten 

(Kapitel 6.2.1) sowie zu Nonnengans und Ringelgans (Kapitel 6.2.2) zu. 

Untersuchungen zu Brutvögeln fanden in repräsentativen Gebieten entlang der 

niedersächsischen Küste in den Jahren 2007 bis 2009 statt. Dabei wurden einerseits Revier- 

kartierungen durchgeführt (Kapitel 6.3.1) und andererseits brutbiologische Parameter sowie 

Habitatfaktoren an den Gelegestandorten von Rotschenkel und Wiesenpieper erhoben 

(Kapitel 6.3.2). 

Die Ergebnisdarstellung des Teilprojektes 3 wird in zwei Teilaspekte untergliedert. In Kapitel 

6.2 wird die Bedeutung der Salzwiesen für Rastvögel im Herbst, Winter und Frühjahr in 

Abhängigkeit der Nutzung dargestellt. In Kapitel 6.3 werden die Ergebnisse der 

Untersuchung zur Brutvogelgemeinschaft der Salzwiesen präsentiert. 

6.2 RASTVÖGEL 

6.2.1 SINGVÖGEL 

Rastende und überwinternde Singvögel leben überwiegend granivor (samenfressend) und 

sind daher auf wenige Futterpflanzen spezialisiert. Nutzungsänderungen oder Management- 

maßnahmen beeinflussen das Vorkommen dieser Futterpflanzen. Daher wurde diese bisher 

auf den Salzwiesen wenig untersuchte Gruppe in die avifaunistische Bewertung einbezogen.


6.2.1.1 METHODIK 

Untersuchungen zur Nahrungspräferenz von überwinternden Singvogelarten wurden von 

DIERSCHKE (2001) durchgeführt. Die in DIERSCHKE (2001) verzeichneten Nahrungspflanzen 

der überwinternden Singvögel wurden im Rahmen dieser Untersuchung TMAP-Vegetations- 

einheiten zugeordnet, und falls einer TMAP-Vegetationseinheit mehrere Nahrungspflanzen 

zugeordnet wurden, ein gewichtetes Mittel [gewichtet anhand der Samenanzahlen im 

Spülsaum, Daten aus DIERSCHKE (2001)] pro TMAP-Vegetationseinheit und pro Singvogelart 

errechnet. Aufgrund der so errechneten Präferenzen wurden Indexwerte gebildet, die die 

Bedeutung der jeweiligen TMAP-Vegetationseinheit für die überwinternde Singvogelart 

wiedergeben. Diese Indexwerte werden auf einer Skala von -1 (keine Bedeutung für die Art) 

bis 1 (höchste Bedeutung) dargestellt. Für die drei häufigsten, auf Salzwiesen 

überwinternden Singvogelarten (Tabelle 31) konnten anhand der Ergebnisse von DIERSCHKE 

(2001) Präferenz-Indexwerte realisiert werden. Für die Klassifizierung der TMAP- 

Vegetationseinheiten lag die Systematik nach ESSELINK ET AL. (2009) zugrunde. 

Tabelle 31: Im Projekt bearbeitete überwinternde Singvogelarten 

Artname Wiss. Bezeichnung 

Berghänfling Carduelis flavirostris 

Ohrenlerche Eremophila alpestris 

Schneeammer Plectrophenax nivalis 

6.2.1.2 ERGEBNISSE 

Für die in Tabelle 31 aufgeführten Singvogelarten wurden Indexwerte errechnet (Tabelle 32). 

Deutlich wird die hohe Bedeutung der Rotschwingel-Wiese (S.3.3), der Melden-Flur (S.3.9) 

und des Queller-Watts (S.1.2) für die untersuchten überwinternden Singvögel. Schlickgras 

und Quecke spielen in der Ernährung dieser Arten keine Rolle. 

Die Indexwerte konnten bezüglich der landwirtschaftlichen Nutzungsformen nicht 

differenziert werden, da die ausgewerteten Datengrundlage (DIERSCHKE 2001) dies nicht 

ermöglicht. 



Tabelle 32: Präferenz-Indexwerte überwinternde Singvögel 

Vegetations- 

einheit 

Artname 

Schlickgras-Watt 

(S.1.1) 


Queller- 

Watt 

S.1.2) 

Andel- 

Rasen 

(S.2.1) 

Strandsalzmelden- 

Rasen (S.2.4) 

Rotschwingel-Wiese 

(S.3.3) 

Quecken- 

Rasen 

(S.3.7) 

Melden 

-Flur 

(S.3.9) 

Berghänfling -1.00 0.41 -0.91 -0.41 -0.05 -1.00 -0.32 

Ohrenlerche -1.00 0.38 -0.22 0.18 0.55 -1.00 0.50 

Schneeammer -1.00 0.05 0.14 0.09 0.59 -1.00 0.50 

In Klammern: TMAP-Code 

6.2.2 GÄNSE 


Zur Abschätzung der Bedeutung einzelner TMAP-Vegetationseinheiten für rastende Gänse 

wurde eine ausführliche Literaturstudie, in der über 100 fachwissenschaftliche Artikel und 

Monographien gesichtet wurden (siehe Anhang 1), durchgeführt. Anhand der in der Literatur 

dokumentierten Untersuchungen zu Individuendichten verschiedener Gänsearten konnte die 

Bedeutung einzelner TMAP-Vegetationseinheiten für rastende Gänse abgeschätzt werden. 

Für die beiden häufigsten überwinternden Gänsearten auf Salzwiesen (Nonnengans Branta 

leucopsis und Ringelgans Branta bernicla) liegen hierzu sehr detaillierte Studien vor, die gut 

in der Fachliteratur dokumentiert sind. Aus den Individuendichten (Einheit: Gänsetage pro 

Hektar) wurden Mediane der Gänsedichten pro Vegetationseinheit errechnet und anhand 

dieser ein Index (I) gebildet. Dieser Index orientiert sich an der maximalen Gänsedichte pro 

Art (I = 1) und bewegt sich zwischen -1 (Gänsedichte = 0) und 1 (maximale Gänsedichte). 

Dadurch ist eine Vergleichbarkeit zu den Indexwerten der rastenden Singvögel (Kapitel 

6.2.1) und der Brutvögel (Kapitel 6.3.1) gegeben. 

Daten aus folgenden Publikationen sind in die Indexberechnungen eingeflossen (genaue 

Angaben siehe Anhang 1: Ausgewertete Literatur für Präferenz-Indexwerte der rastenden 

Gänse): 

ARENDS & ELISSEN 1997 

BOS 2002 

BROEKMAN 1998 

DUIN ET AL. 2007 

EBBINGE & CANTERS 1973 

ENGELMOER ET AL. 1998 

INEKE 1998 

KATS 1994 

KEITZ & HOFFMANN 1996 

KUIJPER 1997 

LUBBE 2003 

ROWCLIFFE ET AL. 1995 

ROWCLIFFE ET AL. 1998 

STOCK & KIEHL 2000


SUMMERS ET AL. 1993 

TIJDENS &VEENEKLASS 1998 

VEEN 2004 

außerdem: 

eigene Erhebungen, Milieustudie 2008 Schiermonnikoog 


Im Folgenden wird jeweils ein Präferenz-Indexwert für die Vegetationseinheit insgesamt 

(GESAMT) angegeben, als auch für die Vegetationseinheit unter bestimmten 

landwirtschaftlichen Nutzungsformen (BRACHE und WEIDE), sofern die Datengrundlage 

dies ermöglicht. 

In den ausgewerteten Studien zu Gänsevorkommen auf Salzwiesen spielten gemähte 

Salzwiesenbereiche keine Rolle, daher sind zu dieser Nutzungsform keine Informationen für 

die rastenden Gänsearten vorhanden. 

In einigen Studien, die im Rahmen der Literaturrecherche ausgewertet wurden, konnte nicht 

zwischen Nonnen- und Ringelgänsen unterschieden werden, da Gänsedichten anhand von 

Kotdichtezählungen ermittelt wurden. Aus diesen Daten wurden Indexwerte für das 

Gesamtvorkommen dieser beiden Arten errechnet (Tabelle 33). 

Tabelle 33: Präferenz-Indexwerte für Nonnen- und Ringelgans (Gesamtvorkommen beider 

Arten) 

Vegetationseinheit Gesamt Brache Weide 

Küstenwatt, unspezifisch (S.1.0) -0.72 

Untere Salzwiese, unspezifisch (S.2.0) -0.59 

Obere Salzwiese, unspezifisch (S.3.0) -0.88 

Schlickgras-Watt (S.1.1) -1.00 

Queller-Watt (S.1.2) -0.69 

Andel-Rasen (S.2.1) -0.54 

Strandsalzmelden-Rasen (S.2.4) -1.00 

Salzbinsen-Wiese (S.3.2) -0.51 -0.88 0.53 

Rotschwingel-Wiese (S.3.3) -0.87 -0.89 -0.08 

Strandbeifuß-Wiese (S.3.5) -0.94 -0.95 -0.29 

Quecken-Rasen (S.3.7) -1.00 

Erdbeerklee-Wiese (S.3.10) -0.08 -0.48 1.00 

Die höchsten Gänsedichten wurden in beweideten Erdbeerklee-Wiesen (S.3.10) festgestellt. 

Dies wird durch die dargestellten Indexwerte abgebildet. Es wird deutlich, dass beweidete 

Flächen insgesamt höhere Dichten von Ringel- und Nonnengänse aufweisen. Ungenutzte 

Bereiche werden eher gemieden. Für TMAP-Vegetationseinheiten, bei denen Indexwerte für 



alle drei Nutzungskategorien vorliegen, liegen die Werte für die Nutzungskategorie GESAMT 

zwischen den Werten von BRACHE und WEIDE. 

Durch Studien, die zwischen den Arten Ringelgans und Nonnengans unterschieden haben, 

konnten auch für die jeweiligen Arten getrennt Indexwerte ermittelt werden (Tabelle 34 und 

Tabelle 35). 

Tabelle 34: Indexwerte Nonnengans 



Obere Salzwiese, unspezifisch (S.3.0) -0.07 

Andel-Rasen (S.2.1) -0.41 

Rotschwingel-Wiese (S.3.3) -0.34 

Erdbeerklee-Wiese (S.3.10) 0.04 -0.21 1.00 

Tabelle 35: Indexwerte Ringelgans 


Küstenwatt, unspezifisch (S.1.0) -0.20 


Obere Salzwiese, unspezifisch (S.3.0) 1.00 

Queller-Watt (S.1.2) -0.20 

Andel-Rasen (S.2.1) 0.07 

Salzbinsen-Wiese (S.3.2) 1.00 

Erdbeerklee-Wiese (S.3.10) 0.17 

Nonnengänse präferieren beweidete Erdbeerklee-Wiesen (S.3.10) am stärksten (Tabelle 

34). Für Ringelgänse können aufgrund der vorliegenden Daten keine Aussagen über 

einzelne Nutzungsformen gemacht werden. Diese Rastvogelart lässt eine Präferenz zur 

oberen Salzwiese (S.3.0) erkennen, wobei insbesondere die Salzbinsen-Wiese (S.3.2) 

bevorzugt wird. 

6.2.3 DISKUSSION RASTVÖGEL 

Sowohl für drei überwinternde Singvogelarten als auch für die beiden häufigsten 

überwinternden Gänsearten war es möglich, Präferenz-Indexwerte zu bilden, die die 

Bedeutung einzelner TMAP-Vegetationseinheiten für die jeweilige Vogelart abbilden. Bei 

Nonnen- und Ringelgans wurde eine Präferenz für kurzwüchsige proteinreiche 

Vegetationsbestände festgestellt, die häufig durch Beweidung entstehen. Rastende 

Singvögel hängen stark vom Vorhandensein der bevorzugten Nahrung (Samen von Melde, 

Queller, Rotschwingel) ab. Samen von Schlickgras und Quecke spielen für die Ernährung 

der untersuchten Arten keine Rolle. Durch die Präferenz-Indexwerte konnte eine gute 



Grundlage für die planerischen Schritte und zur Bewertung von Auswirkungen auf die 

Rastvogelfauna erstellt werden (vgl. Kapitel 7.4 & 7.5). 

6.3 BRUTVÖGEL 

6.3.1 REVIERKARTIERUNG BRUTVÖGEL 


Zur Erfassung der Brutbestände von Wiesenvögeln wurden in vier repräsentativen 

Untersuchungsgebieten (Abbildung 38) entlang der niedersächsischen Festlandsküste 

Revierkartierungen durchgeführt. Durch diese Methode ist es möglich, auf größeren Flächen 

absolute Bestandszahlen für den größten Teil des Artenspektrums zu erhalten (BIBBY ET AL. 

1995). 

Abbildung 38: Lage der Untersuchungsgebiete 

Jadebusen (1: Augustgroden/Beckmannsfeld; 2: Nordender Groden); Norderland (3: Neßmerheller); 

Leybucht (4: Buscherheller). Karte: A. Cervencl 

Bei den Begehungen wurden sämtliche revieranzeigende Individuen sowie direkte Brutnach- 

weise aller Brutvogelarten in Kartierkarten eingetragen. Es wurden wöchentliche 

Begehungen im Zeitraum zwischen Mitte April bis Mitte Juli 2007 sowie zwischen Anfang 

April und Anfang Juli 2008 durchgeführt. 

Ergänzend wurde von der PLANUNGSGRUPPE GRÜN (PGG 2008) im Jahr 2008 eine 

großflächige Revierkartierung, die über die eigentlichen Untersuchungsflächen hinausging, in 

der Leybucht (Buscherheller) und im Norderland (Neßmerheller) durchgeführt. Zudem stand 

dem Projekt noch eine Revierkartierung aus dem Jahre 2004 im Jadebusen zur Verfügung 

(PGG 2006). Dadurch konnte eine große Anzahl Reviere von 12 Brutvogelarten der 

Salzwiesen analysiert werden (Tabelle 36). 



Tabelle 36: Revieranzahlen der wichtigsten Brutvogelarten (Datengrundlage für die Analysen) 

Brutvogelart Wissenschaftlicher Name 2004 2007/2008 Summe 

Austernfischer Haematopus ostralegus 138 60 198 

Brandgans Tadorna tadorna 17 5 22 

Feldlerche Alauda arvensis 198 39 237 

Flussseeschwalbe Sterna hirundo 21 0 21 

Kiebitz Vanellus vanellus 12 18 30 

Rohrammer Emberiza schoeniclus 229 24 253 

Rotschenkel Tringa totanus 514 305 819 

Säbelschnäbler Recurvirostra avosetta 1 6 7 

Schafstelze Motacilla flava 230 38 268 

Stockente Anas platyrhynchos 43 4 47 

Uferschnepfe Limosa limosa 7 4 11 

Wiesenpieper Anthus pratensis 435 403 838 

Für jedes Revier wurde um das Revierzentrum bzw. den Neststandort eine Kernzone des 

Reviers im geographischen Informationssystem (GIS) konstruiert. Hierzu wurde anhand von 

vorliegenden Informationen zur exakten Lage von Reviergrenzen von Rotschenkel und 

Wiesenpieper auf Salzwiesen eine mittlere Reviergröße je Art ermittelt. Daraus ergaben sich 

theoretische mittlere Radien für Reviere beim Wiesenpieper zwischen 18 m und 55 m und 

beim Rotschenkel zwischen 16 m und 45 m, abhängig von Nutzungsform und Unter- 

suchungsgebiet. Aus methodischen Gründen wurde für alle Arten ein einheitlicher Radius 

von 30 m für die Bildung der Kernzonen der Reviere verwendet. Im Bereich dieser Kernzone 

der Reviere wurde eine Flächenbilanz der darin vorhandenen TMAP-Vegetationseinheiten 

erstellt. Um Präferenzen bzw. Meidungen bestimmter Vegetationseinheiten analysieren zu 

können, wurden zudem 3.200 Zufallspunkte generiert und entsprechend der Revierzentren 

und Neststandorte ausgewertet. 

Durch einen Vergleich der Kernzonen der Reviere mit den Zufallspunkten konnte die 

Selektivität der jeweiligen Brutvogelart berechnet werden. Hierzu wurde dieselbe Anzahl an 

Zufallspunkten, wie Revierzentren bzw. Neststandorte einer Art vorhanden waren, zufällig 

ausgewählt (mit entsprechenden Anzahlen auf den jeweiligen Nutzungstypen und in den 

Untersuchungsgebieten) und mithilfe logistischer Regression die Signifikanz zwischen 

Zufallspunkten und Vorkommen (pro Vegetationseinheit) der Art überprüft. Dieser Vorgang 

wurde 100-mal wiederholt, wobei bei jedem Durchgang die Auswahl der Zufallspunkte neu 

durchgeführt wurde. Falls für mehr als 30 der 100 Durchgänge signifikante Unterschiede 

zwischen den Kernzonen der Reviere und den Zufallspunkten festgestellt wurden, wurde der 

Selektivitätsindex nach IVLEV (1961) gemittelt über alle Zufallspunkte ausgegeben. 

Andernfalls wird davon ausgegangen, dass keine Selektion der entsprechenden 

Vegetationseinheit für die analysierte Brutvogelart vorliegt. 



Selektivitätsindex (E) nach IVLEV (1961): 

E 

( r 

( r 

p) 

p) 

E = Selektivitätsindex (-1 ≤ E < 0: Ablehnung, E = 0: unselektiert, 0 < E ≤ +1: positive 

Selektion) 

p = relativer Anteil der Vegetationseinheit an den Zufallspunkten 

r = relativer Anteil der Vegetationseinheit in den Kernbereichen der Reviere 

Der Index variiert von -1 bis +1. Werte kleiner 0 bedeuten eine Meidung der betrachteten 

Vegetationseinheit, Werte größer 0 bedeuten eine Präferenz für die jeweilige Vegetations- 

einheit. Wenn E = 0, dann ist der Anteil der Vegetationseinheit in den Zufallspunkten und den 

Kernzonen der Reviere im Mittel gleich groß und somit ist diese Vegetationseinheit 

entsprechend ihrem Vorkommen auf dem betrachteten Salzwiesenbereich auch in den 

Kernzonen der Reviere vorhanden. Sie wird somit weder präferiert noch gemieden. 

Aufgrund der Problematik, dass einige Vegetationseinheiten ähnliche Habitatfunktionen für 

die Brutvögel erfüllen können, wurden zusätzlich zu den Vegetationseinheiten alle möglichen 

Kombinationen zweier Vegetationseinheiten analysiert, um Präferenzen bzw. Meidungen von 

Kombinationen der Vegetationseinheiten ebenfalls zu erfassen. Wies die Kombination aus 

zwei Vegetationstypen signifikante Ergebnisse auf, die einzelnen Vegetationseinheiten 

jedoch nicht, so wurden beiden Vegetationseinheiten die Indexwerte der Kombination 

zugewiesen. 


Von einigen der in Tabelle 36 aufgeführten Brutvogelarten lagen nicht in allen Gebieten bzw. 

Nutzungsformen mehr als vier Reviere vor, sodass die Analyse zur Ermittlung der Präferenz- 

Indexwerte nicht durchgeführt werden konnte (Tabelle 37). Für diese Kombinationen sind 

somit auch keine bewertenden Aussagen möglich. 



Tabelle 37: Datengrundlage für Präferenzanalysen der Brutvogelarten, aufgeschlüsselt nach 

Nutzungsformen und Untersuchungsgebieten 

Art Nutzungen Gebiete 


Brache Wiese Weide August- 

groden 

Leybucht 

Nordender 

Groden 

Norderland 

Wapelergroden 

Summe 

Austernfischer 143 21 34 134 10 18 26 10 198 

Brandgans 14 4 4 9 0 3 5 5 22 

Feldlerche 107 92 38 120 9 49 16 43 237 

Flussseeschwalbe 21 0 0 20 0 0 0 1 21 

Kiebitz 6 9 15 3 14 5 0 8 30 

Rohrammer 242 6 5 70 0 95 9 79 253 

Rotschenkel 566 126 127 329 87 198 57 148 819 

Säbelschnäbler 2 0 5 1 5 0 0 1 7 

Schafstelze 198 50 20 98 3 105 4 58 268 

Stockente 37 9 1 24 0 15 0 8 47 

Uferschnepfe 1 8 2 4 2 0 0 5 11 

Wiesenpieper 479 107 252 175 84 177 259 143 838 

Fettdruck: Aufgrund geringer Anzahl konnte keine Analyse durchgeführt werden 

Unter bestimmten Nutzungsformen und in einzelnen Untersuchungsgebieten kamen nicht 

alle TMAP-Vegetationseinheiten vor und konnten daher nicht analysiert werden (Tabelle 38).


Tabelle 38: Flächengröße und Vorkommen von Vegetationseinheiten in Nutzungsformen und 

Untersuchungsgebieten 

(n.v. = nicht vorhanden) 

Vegetationeinheiten 

Flächengröße 

(ha) 

Nutzungen Gebiete 

Brache Wiese Weide August- 

groden 

Leybucht Nordender 

Groden 

Norderland 

S.1.1 25,78 X n.v. X X X X X X 

S.1.2 38,86 X X X X X X X X 

S.2.1 428,29 X X X X X X X X 

S.2.4 154,66 X X X X X X n.v. X 

S.3 117,78 X X X X X X X X 

S.3.2 1,24 n.v. X n.v. n.v. n.v. n.v. n.v. X 

S.3.3 4,36 X X X X n.v. X n.v. X 

Wapeler- 

S.3.5 9,01 X n.v. n.v. X n.v. n.v. n.v. n.v. 

S.3.7 632,46 X X X X X X X X 

S.3.9 148,69 X X X X n.v. X n.v. X 

S.5.1 0,55 X X X n.v. X n.v. n.v. X 

S.5.2 2,35 X X X X n.v. X n.v. X 

S.7 6,80 X n.v. X n.v. X n.v. X n.v. 



Watt 50,86 X X X X X X X X 

Deich 29,15 X X X X X X X X 

groden 

Für die häufigsten Brutvogelarten der niedersächsischen Salzwiesen (Tabelle 36) befinden 

sich im Anhang (Anhang 2: Präferenz-Indexwerte Brutvögel) Tabellen mit Indexwerten. Da 

sich die Präferenzen der Arten stark unterscheiden, ist eine Einzelbetrachtung, bei der die 

Arten entsprechend ihrer Bedeutung gewichtet werden, erforderlich. Zur Gesamtbewertung 

bezüglich der Brutvögel siehe Kapitel 7.4 & 7.5. 

6.3.1.3 DISKUSSION 

Für die zwölf in Tabelle 36 aufgeführten Brutvogelarten konnten bei hinreichender Anzahl an 

Revieren je Gebiet bzw. Nutzungsform Revieranalysen erfolgreich durchgeführt werden. 

Aufgrund der unterschiedlichen Habitatansprüche der Arten ist kein einheitliches Muster der 

Präferenzen erkennbar. Es wurden sowohl Präferenzen für offene Bereiche (Pionierzone, 

Wattflächen) bei Austernfischer und Flussseeschwalbe als auch Präferenzen für 

hochwüchsige, dichte Vegetationsbestände (Strandbeifuß-Wiese, Quecken-Rasen) bei 

Rotschenkel und Wiesenpieper festgestellt, mit vielen Arten mit Präferenzen für intermediäre 

Vegetation. Einige Arten zeigen Präferenzen für Sonderbereiche der Salzwiesen wie bspw. 

die Rohrammer mit einer Präferenz für Grabenstrukturen. 



Durch die ermittelten Indexwerte ist es möglich, für zwölf Brutvogelarten Abschätzungen der 

Auswirkungen von Habitatveränderungen, die durch Managementmaßnahmen 

hervorgerufen werden, zu geben. Offenbar gibt es jedoch kein Management, das für alle 

Arten optimal ist. Nahezu jede Maßnahme fördert einige Arten und wirkt sich ungünstig auf 

andere Arten aus. Deshalb müssen die Auswirkungen verschiedener Maßnahmen auf die 

Brutvögel im Einzelnen analysiert werden (siehe Kapitel 7.4 & 7.5). 

6.3.2 DETAILUNTERSUCHUNG BRUTVÖGEL 


Um die Zusammenhänge zwischen dem Vorkommen von Brutvögeln und Habitateigen- 

schaften der Salzwiesen zu untersuchen, wurden Detailuntersuchungen an Neststandorten 

von einer Watvogelart und einer Singvogelart, die repräsentativ für niedersächsische 

Festlandssalzwiesen sein sollten, durchgeführt. 

Der Rotschenkel Tringa totanus ist die häufigste Watvogelart auf den niedersächsischen 

Salzwiesen und wurde daher für die Detailuntersuchungen ausgewählt. Der Gesamtbestand 

dieser Art in Niedersachsen wird mit 5.800 Brutpaaren angegeben (KRÜGER & OLTMANNS 

2007). Die Art kommt auf den meisten Salzwiesen der niedersächsischen Festlandsküste, in 

zum Teil sehr hohen Brutpaardichten mit bis zu 2 Brutpaaren pro Hektar vor (THYEN & EXO 

2005). 

Als Singvogelart wurde der Wiesenpieper Anthus pratensis ausgewählt. Dieser ist neben 

Feldlerche, Rohrammer und Schafstelze die häufigste Singvogelart der niedersächsischen 

Salzwiesen. Insbesondere Feldlerche und Wiesenpieper sind von größerem 

naturschutzfachlichem Interesse, da diese beiden Arten im Binnenland großräumig 

abnehmende Bestände aufweisen (KRÜGER & OLTMANNS 2007). 

Als Maß für die Repräsentativität der jeweiligen Art für den Lebensraum Salzwiese kann die 

Höhe des Anteils der landesweiten Gesamtpopulation, die in den Salzwiesen brütet (d.h. 

Brutbestand Salzwiese/Brutbestand Niedersachsen * 100), angesehen werden. Eine Angabe 

für den Gesamtbestand der beiden Arten im Nationalpark bzw. in den niedersächsischen 

Salzwiesen liegt nicht vor. Als Ersatz hierfür wurden die von pgg in ca. 600 ha Salzwiese am 

Jadebusen ermittelten Bestandszahlen (PGG 2006) verwendet. Der Bestand des 

Wiesenpiepers ist in diesen Gebieten ca. 2-mal so hoch wie der der Feldlerche (Tabelle 39). 

Dieses Verhältnis gilt offenbar auch für große Bereiche des Nationalparks 

Niedersächsisches Wattenmeer (P. POTEL, persönl. Mitteilung). Im Vergleich mit dem 

niedersächsischen Gesamtbestand ergibt sich somit ein 10-15fach höherer Populationsanteil 

des Wiesenpiepers in den Salzwiesen, als dies bei der Feldlerche der Fall ist (Tabelle 39). 

Somit sind die Salzwiesen für den Wiesenpieper von ungleich höherer Bedeutung als für die 

Feldlerche, und daher wurde der Wiesenpieper für die Detailuntersuchungen herangezogen. 



Tabelle 39: Bestand Feldlerche und Wiesenpieper im Vergleich 

Brutvogelart Bestand 

Nordender 

Groden 

(PGG 2006) 

Bestand 

Wapeler 

Groden 

(PGG 2006) 

Bestand 

August- 

groden 

(PGG 2006) 

Bestand 

Salzwiesen 

Jadebusen 

(PGG 2006) 

Bestand 

Niedersachsen 

(KRÜGER & 

OLTMANNS 2007) 

Anteil Spalten 

2-4 an Bestand 

Niedersachsen 

Feldlerche 44 43 108 195 180.000 0,11 % 

Wiesenpieper 154 136 125 415 30.000 1,38 % 

Neben der in Kapitel 6.3.1.1 dargestellten Revierkartierung wurden auf den 

Untersuchungsflächen (Abbildung 38) Gelegestandorte von Rotschenkel und Wiesenpieper 

ermittelt. Hierzu wurden die Probeflächen flächendeckend begangen, um brütende Altvögel 

und somit die Nester ausfindig zu machen. Die Gelegesuche wurde zeitgleich mit den 

Begehungen zur Revierkartierung durchgeführt, um die Störung der Brutvögel zu minimieren. 

Ergänzend wurden Brutpaare gezielt vom Deich aus beobachtet. 

An den Gelegestandorten wurden brutbiologische Parameter (Anzahl Eier, Größe und 

Gewicht der Eier, Pflanzenarten, die das Nest bilden) aufgenommen und ein Kunstei 

(Knetgummi-Ei zur Erfassung von Prädatoren, siehe Kapitel 6.3.3) in das Gelege 

eingebracht. Die Gelege wurden wöchentlich kontrolliert, um den Schlupferfolg 

dokumentieren zu können. Des Weiteren wurden als Habitatfaktoren die Vegetations- 

zusammensetzung und Vegetationsstruktur in der Nestumgebung erfasst, anschließend im 

geografischen Informationssystem (GIS) die Höhe über MTHW und Entfernung zum 

nächstgelegenen Graben bzw. zur Wattfläche ermittelt. 

Abbildung 39: Rotschenkel auf Gelege (links) und Wiesenpieper-Gelege (rechts) 

Zur Analyse der Habitatfaktoren, die die Nistplatzwahl beeinflussen, wurde ein Vergleich von 

Neststandorten mit 240 Zufallspunkten durchgeführt. An den Zufallspunkten wurden 

vergleichbare Messungen wie an den Neststandorten getätigt. Mithilfe von statistischen 

Habitatmodellen (logistische Regression) wurde ermittelt, welche Habitatfaktoren den 

stärksten Einfluss auf die Nistplatzwahl zeigen. 




Auf allen Probeflächen wurden insgesamt 81 Gelegestandorte vom Rotschenkel und 26 

Gelegestandorte vom Wiesenpieper gefunden. Die Gelegestandorte verteilen sich 

entsprechend Tabelle 40 auf die drei Nutzungsformen. 

Tabelle 40: Datengrundlage für die Analyse der Gelegestandorte von Rotschenkel und 

Wiesenpieper nach Nutzungsformen 

Brutvogelart Weide (ca. 1 Rind/ha) Brache Wiese 

Rotschenkel 10 52 19 

Wiesenpieper 5 19 2 

Von den 81 Rotschenkel-Gelegen wurde an 36 Gelegen (44 %) Schlupferfolg festgestellt. 

Aus 20 von 26 Wiesenpieper-Gelegen (77 %) schlüpften Küken. Alle übrigen Gelege wurden 

ausgeraubt oder von den Altvögeln aufgegeben. 

Durch die Analyse der Habitatwahl (Habitatmodellierung) kann festgestellt werden, welche 

Habitatfaktoren wie stark die Nistplatzwahl beeinflussen. Im Folgenden werden die besten 

univariaten Habitatmodelle mit den Gütemaßen Area Under ROC-Curve (AUC) und 

Bestimmtheitsmaß nach Nagelkerke (R²N) sowie der Form des Zusammenhanges und das 

Optimum für die jeweilige Art dargestellt. Demnach wird die Nistplatzwahl des Rotschenkels 

am stärksten von der Höhe über MTHW beeinflusst (Tabelle 41). 

Tabelle 41: Habitatparameter Rotschenkel 

(beste univariate Habitatmodelle, AUC = Area Under ROC-Curve, R²N = Bestimmtheitsmaß nach 

Nagelkerke) 

Habitatparameter AUC R²N Form Optimum für Art 

Höhe über MTHW 0,73 0,29 unimodal 0,4 m ü. MTHW 

Vegetationsdichte 0,70 0,15 sigmoid je dichter umso besser 

Heterogenität der Vegetation 0,67 0,12 unimodal je heterogener umso besser 

Des Weiteren ist die Habitatwahl des Rotschenkels von der Vegetationsstruktur beeinflusst 

(Vegetationsdichte und Heterogenität der Vegetation). 

Den stärksten Einfluss auf die Nistplatzwahl beim Wiesenpieper hat die Heterogenität der 

Vegetation (Tabelle 42), wiederum gefolgt von der Vegetationsdichte. Beim Wiesenpieper ist 

insbesondere die Dichte der Vegetation zwischen 0 cm und 10 cm über dem Boden 

bedeutend. 



Tabelle 42: Habitatparameter Wiesenpieper 


Nagelkerke) 


Heterogenität der Vegetation 0,77 0,31 unimodal je heterogener, umso besser 

Vegetationsdichte 0,73 0,26 sigmoid je dichter, umso besser 

Vegetationsdichte 0-10 cm über Boden 0,62 0,14 sigmoid je dichter, umso besser 

Eine Analyse der Rotschenkelnester mit Schlupferfolg zeigt, dass auch hier die Höhe über 

MTHW der wichtigste Habitatparameter ist (Tabelle 43). Hinzu kommen bei den 

erfolgreichen Rotschenkel-Gelegen die Vegetationshöhe und der Zeitpunkt der Eiablage. Die 

Prädationsversuche können die höheren Schlupferfolge bei Rotschenkeln, die früh mit der 

Brut beginnen, erklären (siehe Kapitel 6.3.3), da durch den frühen Schlupf die Zeiten mit 

höchster Prädation vermieden werden können. 

Tabelle 43: Habitatparameter Rotschenkelnester mit Schlupferfolg 


Nagelkerke) 


Höhe über MTHW 0,70 0,16 sigmoid unter 0,5 m über MTHW 

Vegetationshöhe 0,69 0,17 unimodal zwischen 20 und 30 cm 

Legedatum (Zeitpunkt der Eiablage) 0,67 0,12 unimodal je früher desto besser 


Mit den 81 Gelegestandorten des Rotschenkels und den 26 Gelegestandorten des 

Wiesenpiepers ist es möglich, die Nistplatzwahl dieser beiden Arten detailliert zu 

untersuchen. Dabei stellt sich heraus, dass für den Rotschenkel insbesondere die Höhe über 

MTHW als auch die Vegetationsstruktur eine große Rolle bei der Nistplatzwahl spielen, 

wobei Bereiche mit ca. 0,4 m ü. MTHW mit heterogener, aber dichter Vegetationsstrukur 

bevorzugt werden. Dies führt zu einer guten Deckung der Nester. Höchste Schlupferfolge 

wurden beim Rotschenkel in Bereichen unter 0,5 m ü. MTHW festgestellt. Der Wiesenpieper 

nutzt nahezu alle Höhenlagen der untersuchten Salzwiesen, benötigt jedoch dichte 

Vegetation am Boden. Die Detailuntersuchungen zu Rotschenkel und Wiesenpieper weisen 

auf eine herausragende Bedeutung der Vegetationsstruktur bei der Nistplatzwahl hin. Trotz 

ihrer sonst sehr unterschiedlichen Lebensweise richten sich beide Arten bei der 

Nistplatzwahl nach diesem Habitatparameter. Die Vegetationsstruktur wurde im Rahmen 

dieses Forschungsprojektes für ausgewählte Vegetationseinheiten detailliert charakterisiert 

(siehe Kapitel 6.4). 

Durch eine veränderte Salzwiesennutzung wird lediglich die Vegetationsstruktur als 

bedeutender Habitatfaktor beeinflusst, wobei durch Veränderungen des Wasserregimes auf 

Salzwiesen zudem eine Reaktion des Rotschenkels (dessen Habitatwahl in Abhängigkeit der 

Höhe über MTHW stattfindet) auf die veränderten Feuchteverhältnisse zu erwarten ist. So 



könnten ausgedehnte Vernässungen durch Bodenabtrag oder Wasseranstau die 

Schlupferfolge des Rotschenkels zunächst erhöhen, jedoch bei starker Vernässung die 

Brutplatzwahl negativ beeinflussen. Andererseits würde eine scharfe Beweidung zu einer zu 

homogenen und zu niedrigen Vegetationsdecke führen, die für beide Arten als Brutplatzwahl 

ungeeignet ist. 

Für erfolgreichen Schlupf beim Rotschenkel spielt neben der Höhe über MTHW und der 

Vegetationsstruktur der Zeitpunkt der Eiablage eine Rolle, da durch eine frühe Eiablage 

Zeiten hoher Prädation vermieden werden können (siehe Kapitel 6.3.3). 

Weitere betrachtete Habitatfaktoren wie Entfernung zu nächstgelegenem Graben und 

Abstand zur Wattfläche zeigten keinen signifikanten Einfluss auf die Nistplatzwahl und den 

Schlupferfolg der beiden Brutvogelarten. 

6.3.3 PRÄDATION 


Die Untersuchungen zur Prädation sind in Ergänzung zu den Untersuchungen im Rahmen 

dieses Forschungsvorhabens in Kooperation mit dem Institut für Vogelforschung (IfV, 

Wilhelmshaven) durchgeführt worden. Um die Stärke des Prädationsdrucks in den 

unterschiedlichen Untersuchungsgebieten zu analysieren sowie das Spektrum an möglichen 

Prädatoren (Räubern) zu erfassen, wurden im Jahr 2007 Methoden zur Erfassungen der 

Prädation mit Hilfe von Kunstgelegen entwickelt. 

Die Untersuchungen zum Prädationsdruck wurden mithilfe von künstlichen Gelegen, jeweils 

bestehend aus einem Knetgummi-Ei und drei Wachteleiern, durchgeführt (siehe Abbildung 

40). 

Abbildung 40: Kunstgelege (offene Vegetation) aus einem Knetgummi-Ei (rechts unten) und 3 

Wachteleiern 

Durch das Knetgummi-Ei können Säugetiere anhand von Bissspuren im Vergleich mit 

Schädeln der potentiellen Raubtiere identifiziert werden. Durch die große Ähnlichkeit der 

Schnabelspuren bei Vögeln war es jedoch nicht möglich, mit Sicherheit zu bestimmen, 

welche Vogelart für die jeweilige durch Vögel verursachten Nestverluste verantwortlich war. 



Die künstlichen Nester wurden Gelegen von Rotschenkeln nachempfunden und somit in 

hochwüchsiger Vegetation angelegt. Dazu wurde mit der Hand eine Kuhle in die Vegetation 

gedreht und dorthinein die Eier gelegt. Die hochwüchsigen Pflanzenteile wurden 

anschließend über dem Nest zusammengezogen, so dass das Kunstgelege von oben nicht 

sichtbar war. 

Während der Brutperiode 2008 wurde dreimal (Ende April bis Mitte Mai, Ende Mai bis Anfang 

Juni, Ende Juni bis Anfang Juli) eine jeweils zweiwöchige Untersuchungsreihe in sechs 

Untersuchungsgebieten (vier Flächen im Jadebusen: Petersgroden, Idagroden, 

Beckmannsfeld, Nordender Groden; je eine Fläche in der Leybucht: Buscherheller und im 

Norderland: Neßmerheller) mit jeweils 20 Kunstgelegen durchgeführt. Dabei wurden die 

Kunstgelege dreimalig kontrolliert (nach 24 Stunden, 6 Tagen und 14 Tagen) und dabei die 

Menge an geraubten Gelegen festgestellt. Dadurch lassen sich relative Prädationsraten im 

Vergleich der Untersuchungsgebiete errechnen sowie der zeitliche Verlauf des Prädations- 

drucks der drei Untersuchungsreihen nachzeichnen. 


Die in den Untersuchungsgebieten festgestellten Säugetierarten, die als Prädatoren 

nachgewiesen werden konnten, sind in Tabelle 44 dargestellt. Das Prädatorenspektrum 

ähnelt sich in den Gebieten stark. Lediglich im Jadebusen wurde kein Mauswiesel und in der 

Leybucht kein Igel und keine Maus (Spitzmaus) bei der Nestprädation nachgewiesen. 

Aufgrund methodischer Schwierigkeiten (Kapitel 6.3.3.1) kann keine Aufstellung der 

Vogelarten, die für Gelegeverluste verantwortlich waren, gegeben werden. 

Tabelle 44: Anhand von Bissspuren festgestellte Prädatoren pro Untersuchungsgebiet (nur 

Säugetiere) 

Jadebusen Leybucht Norderland 

Rotfuchs Rotfuchs Rotfuchs 

Igel Igel 

Mauswiesel Mauswiesel 

Ratte Ratte Ratte 

Maus (Spitzmaus) Maus (Spitzmaus) 

Mithilfe der Kunstnester ist es möglich, den Prädationsdruck (Wahrscheinlichkeit des 

Eiverlustes pro Tag) zwischen den Untersuchungsgebieten zu vergleichen (Abbildung 41). 

Im Beckmannsfeld (Jadebusen) war der Prädationsdruck im Jahr 2008 signifikant geringer 

als im Nordender Groden (Jadebusen) und der Leybucht. Die anderen Gebiete zeigen keine 

signifikanten Unterschiede. 



Tägliches Prädationsrisiko 

0,10 

0,05 

0,0 


Petersgroden 

Idagroden 

* 

* 

Beckmannsfeld 

Leybucht 

Nordender Groden 

Norderland 

Abbildung 41: Vergleich des täglichen Prädationsrisikos (Wahrscheinlichkeit des Eiverlustes 

pro Tag) zwischen den Untersuchungsgebieten an Kunstnestern im Jahr 2008 

* Signifikanzwert p ≤ 0,05 

Durch die dreimalige Wiederholung der Prädationsversuche mit Kunstnestern ist es zudem 

möglich, den zeitlichen Verlauf der Prädationsraten während der Brutsaison nachzubilden. In 

Abbildung 42 wird deutlich, dass ein Maximum der Nest-Prädation Anfang Juni in allen 

untersuchten Gebieten vorhanden war. Trotz der Tatsache, dass sich die Prädationsraten 

der ersten und letzten Wiederholung in einigen Gebieten unterscheiden, treten doch in allen 

Gebieten die höchsten Werte in Versuchsreihe 2 auf. Dies deutet auf einen einheitlichen 

Verlauf der Prädationsraten hin, wobei das Maximum in der Leybucht und im Norderland 

etwas zeitiger auftritt als im Mittel, und im Nordender Groden und Petersgroden etwas 

später.


Ei - Prädation [%] 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Versuchsreihe 1 

Versuchsreihe 2 Versuchsreihe 3 

April Mai Juni Juli 

Lege- und Bebrütungsphase 

Schlupfphase und nicht flügge Küken 

Abbildung 42: Zeitlicher Verlauf der Prädationsraten in den sechs Untersuchungsgebieten im 

Jahr 2008 

Die unterschiedlichen Symbole stehen für die sechs Untersuchungsgebiete (� Leybucht, � 

Norderland, � Idagroden, � Petersgroden, � Nordender Groden, � Beckmannsfeld). 


Durch die Ergebnisse der Prädationsuntersuchungen wird deutlich, dass 

Wiesenbrütergelege in allen Gebieten stark von Prädation betroffen sind, wobei sich lediglich 

das Untersuchungsgebiet Beckmannsfeld signifikant vom Nordender Groden und der 

Leybucht unterscheidet. Das Prädatorenspektrum unterscheidet sich nur gering zwischen 

den Gebieten und der zeitliche Verlauf der Prädationsraten weist in allen Gebieten ein 

vergleichbares Muster mit den höchsten Werten Anfang Juni auf. Auch in räumlich nahe 

beieinander liegenden Gebieten können sich die Prädationsraten deutlich unterscheiden, so 

liegt sowohl die Fläche mit den höchsten Prädationsraten (Nordender Groden) als auch die 

Fläche mit den geringsten Werten (Beckmannsfeld) im Jadebusen. Für die Management- 

Optionen ergibt sich, dass die für hohen Schlupferfolg günstigen Habitatbedingungen (Tab. 

43) möglichst gut reproduziert werden, um das Auffinden der Gelege für die Prädatoren zu 

erschweren. Da ein wesentlicher Anteil der Prädationsereignisse auf Säuger zurückgeht, die 

wahrscheinlich aus der Agrarlandschaft über den Deich in die Salzwiesen wechseln, könnte 

es sinnvoll sein, potentiellen Brutareale durch ein Netz offener Stillgewässer von diesen 

Wechseln abzuschneiden. Dies würde allerdings auf ein inselartiges Geländerelief 

hinausführen, was für Festlandssalzwiesen eher untypisch wäre. Einschränkend muss 



allerdings gesagt werden, dass wir nicht genau wissen, welches Relief Festlandssalzwiesen 

haben würden, die von rein natürlichen Entwässerungssystemen geprägt sind. 

Die dargestellten Ergebnisse beziehen sich jedoch nur auf den durch die Kunstnester 

nachgebildeten Nesttyp von gut in der Vegetation versteckten relativ großen Nestern. 

Derartige Nester werden beispielsweise von Rotschenkel und Uferschnepfe angelegt. Offene 

Nester oder Nester von Singvögeln von deutlich geringerer Nestgröße werden vermutlich 

von einem abweichenden Prädatorenspektrum geraubt. Daher sind die hier dargestellten 

Ergebnisse nur mit Einschränkungen auf derartige Nesttypen übertragbar. 

6.4 VEGETATIONSSTRUKTUR 


Die Vegetationsstruktur spielt bei der Nistplatzwahl von Rotschenkel und Wiesenpieper eine 

herausragende Rolle (siehe Kapitel 6.3.2.2). Um die von Brutvögeln zur Anlage des Nestes 

genutzte Vegetationsstruktur analysieren zu können, wurde an den insgesamt 107 

Gelegestandorten von Rotschenkel und Wiesenpieper (vgl. Tabelle 40) sowie an 240 

Zufallspunkten die Vegetationsstruktur analysiert. 

Mit den Strukturinformationen an den Gelegestandorten und den Zufallspunkten ist es 

möglich, herauszuarbeiten, welche Vegetationsstruktur von den beiden detailliert 

untersuchten Brutvogelarten präferiert wird (siehe Kapitel 6.3.2.2). Zudem ist es möglich, den 

Einfluss der landwirtschaftlichen Flächennutzung auf die Vegetationsstruktur zu ermitteln. 

Zur Erfassung der Struktur wurden digitale Fotos von der Vegetation vor einem dunklen 

Hintergrund erstellt. Diese Fotos wurden in schwarz-weiß Bilder umgewandelt, um daran die 

Ausprägung der Vegetationsstruktur automatisiert am Computer analysieren zu können 

(Abbildung 43). Mit diesen Fotos ist es möglich, Dichte und Höhe der Vegetation in 

verschiedenen Bildbereichen (z.B. in unterschiedlichen Vegetationsstrata) detailliert zu 

analysieren (ZEHM ET AL. 2003). 

Abbildung 43: Methodik zur Analyse der Vegetationsstruktur 

Ergänzend wurden Lichtmessungen durchgeführt, wodurch die Dichte der Vegetation 

anhand der bis zum Boden eindringenden Lichtmenge bestimmt werden kann. 


Mithilfe der Fotoauswertung und Lichtmessung können acht TMAP-Vegetationseinheiten 

bezüglich der Vegetationsstruktur detailliert charakterisiert werden (Tabelle 45). 



Tabelle 45: TMAP-Vegetationseinheiten, bei denen Analysen der Vegetationsstruktur 

durchgeführt wurden 

TMAP-Code TMAP-Vegetationseinheit 

S.1.2 Küstenwatt, Queller-Watt 

S.2.1 Untere Salzwiese, Andel-Rasen 

S.2.4 Untere Salzwiese, Strandsalzmelden-Rasen 

S.3.0 Obere Salzwiese, unspezifisch 

S.3.3 Obere Salzwiese, Rotschwingel-Wiese 

S.3.5 Obere Salzwiese, Strandbeifuß-Wiese 

S.3.7 Obere Salzwiese, Quecken-Rasen 

S.3.9 Obere Salzwiese, Melden-Flur 

Die Charakterisierung der Vegetationsstruktur erfolgte mithilfe von neun Parametern (Tabelle 

46), die durch die Methode der Fotoauswertung bzw. durch direkte Lichtmessungen erhoben 

wurden. 

Tabelle 46: Parameter zur Charakterisierung der Vegetationsstruktur 

Parameter (Codes) Definition 

Lichteinfall [%] 

(incidence.PAR) 

Streuung der Lichtwerte 

(spread.PAR) 

Mittlere Spaltendichte [%] 

(mean.density) 

Unterschiede der Spaltendichte [%] 

(diff.density) 

Maximale Vegetationshöhe [cm] 

(max.height) 

Unterschiede der Spaltenhöhen [cm] 

(diff.height) 

Top-line Länge 

(tl.length) 

Höhe, bei der ein spezifischer prozentualer 

Anteil der Dichte erreicht wird [cm] 

(pc-50 / pc-75) 

Zeilendichte [%] 

(rdX-Y) 

Licht (Photsynthetic Active Radiation: PAR) das den Boden 

erreicht, in Prozent der Lichtintensität über der Vegetation 

Streuung der 64 Einzellichtmessungen (PAR) am Boden, 

gemessen auf einer Fläche von 100 cm x 1 cm 

Mittlere Vegetationsdichte, berechnet aus den Dichtewerten pro 

Spalte (10 cm breite Streifen des analysierten Fotos) 

Differenz zwischen dem geringsten und höchsten Dichtewert pro 

Spalte (10 cm breite Streifen des analysierten Fotos) 

Maximale Vegetationshöhe im analysierten Foto 

Differenz zwischen der maximalen Höhe pro Spalte (10 cm 

breite Streifen des analysierten Fotos) 

Länge einer Linie über die höchsten Pflanzenteile, geteilt durch 

die Breite des analysierten Fotos 

Höhe unter der 50 % / 75 % der Vegetationsdichte (kumulative 

Vegetationsdichte) erreicht wird. 

Dichte der Vegetation in einem Bereich zwischen X und Y cm 

über dem Boden (10 cm breite Zeilen des analysierten Fotos) 



Die drei verschiedenen landwirtschaftlichen Nutzungsformen wirken sich stark auf die 

Vegetationsstruktur aus (Tabelle 47) und werden daher in den Ergebnisdarstellungen 

unterschieden. 

Tabelle 47: Ergebnisse Vegetationsstrukturmessungen je Nutzungsform 

(Vegetationseinheiten siehe Tabelle 45, Abkürzungen siehe Codes in Tabelle 46) 

Weide 

Brache 

Wiese 

Weide 

Brache 

Wiese 

N incidence.PAR N spread.PAR N mean.density diff.density max.height diff.height tl.length pc-50 pc-75 

S.1.2 5 0,49 ±0,25 5 0,41 ±0,20 6 23,53 ±14,46 6,57 ±1,80 42,75 ±21,40 14,9 ±6,68 5,75 ±1,58 13,48 ±5,00 20,03 ±7,81 

S.2.1 13 0,72 ±0,14 13 0,19 ±0,14 37 18,35 ±8,96 4,96 ±4,36 30,35 ±17,75 8,04 ±6,33 4,62 ±1,61 9,47 ±4,53 14,27 ±7,01 

S.3.0 14 0,57 ±0,20 13 0,27 ±0,15 22 19,12 ±5,05 4,57 ±3,31 34,16 ±12,46 12,23 ±10,54 5,52 ±1,67 9,68 ±2,48 14,65 ±3,77 

S.3.3 NA NA 7 20,95 ±8,89 8,64 ±5,88 39,10 ±19,00 14,1 ±7,61 4,67 ±0,72 10,76 ±4,44 16,47 ±7,05 

S.3.5 7 0,31 ±0,17 7 0,70 ±0,25 7 36,61 ±4,67 13,23 ±6,66 51,64 ±7,28 11,81 ±7,48 4,51 ±0,94 18,36 ±2,33 28,29 ±3,39 

S.3.7 7 0,19 ±0,06 6 0,88 ±0,14 34 40,14 ±7,75 9,77 ±4,51 69,07 ±14,04 18,4 ±9,35 3,72 ±1,36 20,91 ±4,30 32,34 ±6,55 

S.3.9 NA NA 5 40,73 ±8,23 11,26 ±6,04 66,56 ±10,84 18,7 ±7,85 4,03 ±1,45 20,72 ±4,12 32,48 ±6,23 

S.2.1 78 0,23 ±0,18 39 0,67 ±0,27 65 31,77 ±6,73 11,44 ±7,64 54,65 ±18,65 14,15 ±12,99 4,97 ±1,56 17,04 ±3,79 27,04 ±8,05 

S.2.4 24 0,14 ±0,09 20 1,11 ±0,53 21 36,93 ±6,66 7,63 ±2,72 52,67 ±8,29 9,31 ±4,43 4,25 ±0,84 18,76 ±3,14 28,68 ±4,83 

S.3.3 14 0,15 ±0,09 6 1,03 ±0,11 9 38,82 ±5,96 14,43 ±5,16 63,12 ±18,50 19,04 ±15,53 4,21 ±0,96 20,1 ±3,07 31,30 ±5,92 

S.3.7 53 0,15 ±0,15 28 0,98 ±0,36 34 41,52 ±8,04 11,78 ±6,44 71,59 ±17,89 14,15 ±12,12 5,18 ±2,63 22,81 ±7,91 36,32 ±11,04 

S.3.9 23 0,19 ±0,21 12 0,86 ±0,35 17 40,49 ±9,48 19,71 ±8,99 73,89 ±20,72 21,76 ±13,37 6,14 ±3,81 22,53 ±5,07 35,84 ±8,35 

S.2.1 15 0,37 ±0,15 15 0,43 ±0,21 15 33,11 ±7,25 9,03 ±6,58 47,11 ±11,48 8,05 ±5,59 5,41 ±0,92 16,83 ±3,71 26,00 ±6,17 

S.3.7 22 0,20 ±0,24 14 0,68 ±0,31 18 53,72 ±10,70 16,64 ±8,37 94,85 ±17,24 15,13 ±7,77 6,41 ±2,29 28,76 ±5,90 45,79 ±8,85 


Lichtmessung Fotomethode 

Fotomethode / Vegetationsdichte in Zeilen 

N rd0-10 rd10-20 rd20-30 rd30-40 rd40-50 rd50-60 rd60-70 rd70-80 rd80-90 rd90-100 

S.1.2 6 84,02 ±37,84 74,72 ±36,05 45,08 ±45,15 22,3 ±31,77 6,58 ±13,52 2 ,00±4,90 0,6 0±1,47 0,35 ±0,86 0 ±0 0 ±0 

S.2.1 37 96,06 ±4,94 53,53 ±38,80 22,72 ±33,94 8,23 ±16,22 2,43 ±6,35 0,77 ±2,76 0,19 ±0,74 0,03 ±0,16 0 ±0 0 ±0 

S.3.0 22 99,05 ±1,61 70,89 ±32,89 18,99 ±16,64 2,27 ±4,04 0,46 ±1,34 0,02 ±0,07 0 ±0 0 ±0 0 ±0 0 ±0 

S.3.3 7 96,81 ±3,11 65,1 ±39,05 34,29 ±33,29 10,86 ±15,52 2,10 ±3,73 0,54 ±0,94 0,13 ±0,34 0 ±0 0 ±0 0 ±0 

S.3.5 7 100 ±0 99,40 ±0,75 85,63 ±15,40 60,64 ±19,91 18,10 ±13,22 2,46 ±4,99 0,11 ±0,30 0 ±0 0 ±0 0 ±0 

S.3.7 34 98,57 ±4,30 94,80 ±6,87 84,59 ±13,66 65,73 ±22,52 36,99 ±25,39 13,7 ±15,27 4,60 ±7,63 1,90 ±5,36 0,71 ±2,08 0,2 0±0,71 

S.3.9 5 99,48 ±1,16 97,74 ±3,42 85,54 ±9,24 69,56 ±24,65 37,26 ±28,11 11,56 ±14,49 4,96 ±9,01 1,74 ±3,89 0 ±0 0 ±0 

S.2.1 65 96,14 ±5,63 89,01 ±12,67 71,77 ±20,27 39,78 ±24,05 11,89 ±12,57 3,44 ±7,82 1,83 ±6,55 1,54 ±5,79 1,22 ±4,67 1,13 ±4,71 

S.2.4 21 99,17 ±3,16 97,29 ±7,15 88,63 ±12,26 57,73 ±25,06 22,00 ±23,33 4,54 ±11,19 0,30 ±0,70 0 ±0 0 ±0 0 ±0 

S.3.3 9 98,67 ±2,60 95,29 ±7,23 89,12 ±7,24 62,88 ±13,88 27,51 ±17,75 7,89 ±14,05 3,44 ±9,92 1,51 ±4,53 0,77 ±2,30 0,78 ±2,33 

S.3.7 34 96,28 ±15,55 93,26 ±14,29 84,83 ±16,22 63,54 ±23,34 37,02 ±23,95 19,15 ±19,42 10,59 ±17,66 7,33 ±18,12 2,87 ±7,58 0,74 ±2,27 

S.3.9 17 94,71 ±8,56 87,11 ±16,10 80,21 ±13,79 61,01 ±19,03 38,65 ±23,90 21,92 ±20,14 12,91 ±14,44 5,74 ±8,50 2,11 ±4,18 0,57 ±1,42 

S.2.1 15 99,27 ±2,34 96,41 ±4,87 75,16 ±24,90 42,23 ±29,79 14,33 ±17,65 2,94 ±8,68 0,99 ±3,82 0,09 ±0,34 0 ±0 0 ±0 

S.3.7 18 96,59 ±7,46 95,49 ±7,01 87,22 ±10,44 78,25 ±11,29 64,79 ±18,41 46,38 ±26,14 30,63 ±22,89 19,28 ±18,50 10,61 ±11,38 5,36 ±7,82 

Mithilfe der Daten zur Vegetationsstruktur in Tabelle 47 lassen sich die jeweiligen 

Vegetationseinheiten bezüglich Höhe und Dichte der Vegetation detailliert charakterisieren 

und untereinander vergleichen. Dabei kann auch die Höhenschichtung, die für brütende 

Vögel eine wichtige Rolle spielt, berücksichtigt werden. Beispielsweise sind Andel-Rasen 

und Quecken-Rasen bis 20 cm über dem Boden noch beide sehr dicht. Bei größeren Höhen 

sind Andelrasen dann deutlich weniger dicht als Queckenrasen. (Abbildung 44).


Vegetationshöhe [cm] 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

0 20 40 60 80 100 

S.2.1 Andel-Rasen 

(65) 

Dichte der Vegetation [%] 

S.3.7 Quecken-Rasen 

(34) 

Abbildung 44: Dichte der Vegetation in verschiedenen Höhenschichten bei unbewirtschafteten 

Andel-Rasen und Quecken-Rasen 

Zudem ist es möglich, mit diesen detaillierten Informationen zur Vegetationsstruktur den 

Einfluss der verschiedenen Nutzungsformen auf einzelne Struktureigenschaften zu 

analysieren. So wird der Lichteinfall im Andel-Rasen stark durch die unterschiedlichen 

Nutzungsformen beeinflusst, wohingegen im Quecken-Rasen kein signifikanter Einfluss 

festzustellen ist (Abbildung 45). 


100 

0 20 40 60 80 

S.2.1 Andel-Rasen 

Weide 

(13) 

*** 

*** 

Brache 

(78) 

*** 

Wiese 

(15) 


100 

0 20 40 60 80 

S.3.7 Quecken-Rasen 

Weide 

(7) 

Brache 

(53) 

Abbildung 45: Einfluss der landwirtschaftlichen Nutzung auf den Lichteinfall von Andel-Rasen 

und Quecken-Rasen 

*** Signifikanzwert p ≤ 0,001 


Durch die detaillierte Analyse der Vegetationsstruktur ist es möglich, acht TMAP- 

Vegetationseinheiten unter verschiedenen landwirtschaftlichen Nutzungen zu 

Wiese 

(22) 



charakterisieren und damit ihre Eignung für verschiedene Brutvogelarten abzuschätzen. 

Analysiert wurden neun Eigenschaften der Vegetationsstruktur die für Brutvögel von 

Bedeutung sind. Es wurde festgestellt, dass landwirtschaftliche Nutzung die Höhe und Dichte 

der Vegetation meist verringert sowie den Lichteinfall auf den Boden vergrößert. Diese 

Ergebnisse belegen die in der Diskussion der Nistplatzwahl angesprochenen Bewertung, 

dass starke Beweidung für die Nistplatzwahl von Rotschenkel und Wiesenpieper negative 

Folgen hat. Die Ergebnisse zur Vegetationsstruktur waren für die Ermittlung der Indexwerte 

(siehe Kapitel 6.2 und 6.3.1) erforderlich, können jedoch auch für weitere Abschätzungen der 

Habitateignung genutzt werden. 

Aufgrund der hohen Stichprobenzahl von insgesamt fast 300 Messungen ist anzunehmen, 

dass es sich um für die niedersächsische Küste repräsentative Daten handelt, sodass eine 

Übertragung dieser Werte auf andere Gebiete an der niedersächsischen Festlandsküste, aus 

denen die Vegetationseinheiten zusammen mit den landwirtschaftlichen Nutzungen bekannt 

sind, möglich ist. 

6.5 NAHRUNGSANGEBOT 


Zur Erfassung des Nahrungsangebotes für Brutvögel wurde die Wirbellosenfauna an 12 

Standorten (siehe Tabelle 48, B01 bis B12) mit je drei Barberfallen beprobt. Dabei bestand 

jede Falle aus einem Fangglas mit 7 cm Durchmesser, welches ebenerdig eingegraben 

wurde. Als Fangflüssigkeit wurde 3,7 %-iges Formalin, versetzt mit 0,1 % Agepon als 

Entspannungsmittel, verwendet. Die Fallen wurden im Zeitraum 23.05.07 bis 19.06.07 

ausgebracht und wöchentlich geleert. Tabelle 48 zeigt die Verteilung der Bodenfallen auf die 

Vegetations- und Nutzungstypen. 



Tabelle 48: Übersicht über die Bodenfallenstandorte 

Die Klassifizierung der Vegetation entspricht der TMAP-Vegetationskartierung der 

Nationalparkverwaltung, Koordinaten nach Gauß-Krüger Koordinatensystem. 

Nutzung Vegetationseinheit (TMAP-Code) Gebiet Bodenfalle Rechtswert Hochwert 

Brache Andel-Rasen (S.2.1) Jadebusen B03 3454733 5930082 

Brache Andel-Rasen (S.2.1) Norderland B14 (nur 2008) 2587591 5950907 

Brache Strandsalzmelden-Rasen (S.2.4) Jadebusen B04 3454708 5930070 

Brache Obere Salzwiese, unspezifisch (S.3.0) Jadebusen B06 3454686 5930007 

Brache Strandbeifuß-Wiese (S.3.5) Jadebusen B09 3454863 5931599 

Brache Quecken-Rasen (S.3.7) Jadebusen B02 3454912 5930047 

Brache Quecken-Rasen (S.3.7) Norderland B13 (nur 2008) 2587611 5950853 

Brache Meldenflur (S.3.9) Jadebusen B05 3454818 5930040 

Weide Andel-Rasen (S.2.1) Norderland B12 2586651 5950698 

Weide Obere Salzwiese, unspezifisch (S.3.0) Norderland B10 2586610 5950522 

Weide Quecken-Rasen (S.3.7) Norderland B11 2586623 5950609 

Wiese Andel-Rasen (S.2.1) Jadebusen B08 3455258 5930013 

Wiese Quecken-Rasen (S.3.7) Jadebusen B01 3455069 5930050 

Wiese Meldenflur (S.3.9) Jadebusen B07 3454990 5930013 

Im Labor wurden die gefangenen Individuen auf Familien- oder Ordnungsebene pro 

Größenklasse (0-5 mm, >5-10 mm, >10-15 mm, >15 mm) ausgezählt (siehe Tabelle 49). 

Schnecken (Gastropoda) beider Jahre und Laufkäfer (Carabidae), die im Jahr 2007 

gefangen wurden, wurden bis auf Artebene bestimmt. 

Ergänzend zu den Fängen mit Bodenfallen wurden am 19.06.2007 und 20.06.2007 an den 

12 Standorten Kescherfänge mit je 100 Schlägen pro Standort durchgeführt. Die Individuen 

wurden entsprechend den Bodenfallenfängen sortiert und ausgezählt. Zudem wurde das 

Frischgewicht der Tiere ermittelt. 

Im Jahr 2008 wurden an sechs ausgewählten Standorten (B01, B02, B03, B08, B11 und 

B12) die Erfassungen wiederholt (27.05.2008 bis 26.06.2008), um jährliche Schwankungen 

ermitteln zu können, zudem wurden zwei weitere Standorte im Norderland (B13 und B14) in 

die Erfassungen einbezogen, um bessere Vergleichsmöglichkeiten zwischen den 

Untersuchungsgebieten zu erhalten. Ergänzend fanden 2009 Messungen des Eindringwider- 

standes der Böden (Maß für Festigkeit des Bodens) an den Bodenfallenstandorten statt, um 

die Verdichtung der Böden durch die unterschiedlichen Nutzungsformen zu analysieren. 

Diese Messungen wurden dreimal wiederholt und an allen Standorten innerhalb eines Tages 



durchgeführt, um Einflüsse durch Witterung zu minimieren. Die Messungen zum 

Eindringwiderstand erfolgten mithilfe eines Taschenpenetrometers (CL 700a). 

Die Ergebnisse der Wirbellosenerfassungen wurden genutzt, um jeder Vegetationseinheit 

einen Indexwert (vergleichbar den Indexwerten in Kapitel 6.2 und 6.3) zuweisen zu können. 

Durch den Indexwert wird die Bedeutung einer jeden Vegetationseinheit in Bezug auf 

Wirbellose und damit auf das Nahrungsangebot für Brutvögel repräsentiert. Die Indexwerte 

wurden aus den mittleren Anzahlen der jeweiligen Tiergruppen in den betreffenden 

Vegetationseinheiten errechnet. Dabei wurde der Vegetationseinheit mit der höchsten 

mittleren Individuenzahl der Indexwert 1 zugewiesen. Ein Indexwert von -1 bedeutet, dass 

keine Individuen dieser Tiergruppe vorhanden waren, und 0, dass halb so viele Individuen 

wie der maximale Wert festgestellt wurden (vgl. auch Kapitel 6.2.2.1). Für die Ermittlung der 

Indexwerte wurde nach Nutzungsformen unterschieden. 


In beiden Untersuchungsjahren wurden rund 284.000 Individuen bestimmt, vermessen und 

ausgezählt. Dabei wurde eine Vielzahl an Artengruppen festgestellt (Tabelle 49). 



Tabelle 49: Stark vereinfachte Übersicht über die in Bodenfallen festgestellten 

Tierartengruppen 

Mollusca Weichtiere 

Gastropoda Schnecken 

Arachnida Spinnentiere 

Araneida Spinnen 

Acarina Milben 

Crustacea Krebstiere 

Amphipoda Flohkrebse 

Decapoda Zehnfüßer 

Portunidae Schwimmkrabben 

(nur gemeine Strandkrabbe) 

Isopoda Asseln 

Insecta Insekten 

Diplura Doppelschwänze 

Collembola Springschwänze 

Saltatoria Heuschrecken 

Ensifera Langfühlerschrecken 

Caelifera Kurzfühlerschrecken 

Phthiraptera Lauskerfe, Läuslinge 

Anoplura Tierläuse 

Thysanoptera Fransenflügler 

Dermaptera Ohrwürmer 

"Homoptera" Gleichflügler, Pflanzensauger 

Rhynchota Schnabelkerfe 

Darunter Heteroptera und Auchenorrhyncha Darunter Wanzen und Zikaden 

Aphidina Blattläuse 

Coleoptera Käfer 

Carabidae Laufkäfer 

Silphidae Aaskäfer 

Staphylinidae Kurzflügler 

Elateridae Schnellkäfer 

Cantharidae Weichkäfer 

Dermestidae Speckkäfer 

Coccinellidae Marienkäfer 

Chrysomelidae Blattkäfer 

Curculionidae Rüsselkäfer 

Hymenoptera Hautflügler 

Symphyta Pflanzenwespen 

Apocrita Taillenwespen (Unterordnung) 

Formicidae getrennt erfasst Ameisen getrennt erfasst 

Trichoptera Köcherfliegen 

Lepidoptera Schmetterlinge 

Schmetterlingslarven 

Diptera Zweiflügler 

Nematocera Mücken 

Brachycera Fliegen 

Bei den Schnecken wurden zwei Arten festgestellt. Mäuseöhrchen (Myosotella myosotis in 

B03, B04, B05, B09) und Kegelige Marschenschnecke (Assiminea grayana in B01, B02, 

B04, B05, B07, B08, B09). Beide Arten werden in der Rote Liste von Deutschland 

(JUNGBLUTH ET AL. 1998) und auch in der vorläufigen Roten Liste für Niedersachsen 

(JUNGBLUTH & VOGT 1990) als gefährdet eingestuft. 



Im Rahmen dieser Untersuchung konnten zudem 20 Laufkäferarten auf den 

Untersuchungsflächen für das Jahr 2007 nachgewiesen werden (Tabelle 50), darunter 

Bembidion iricolor. Diese Art wird sowohl auf der Roten Liste für Deutschland (TRAUTNER ET 

AL. 1998) als auch für Niedersachsen (ASSMANN ET AL. 2003) als stark gefährdet geführt. 

Tabelle 50: Festgestellte Laufkäferarten 

(RL D = Rote Liste Laufkäfer für Deutschland (Trautner et al. 1998), RL NDS = Rote Liste Laufkäfer 

für Niedersachsen (Assmann et al. 2003) 

Laufkäferart RL D RL NDS Fundorte (Bodenfallen) 

Amara convexiuscula (Marsham, 1802) B02, B05, B07 

Bembidion aeneum Germar, 1824 alle Standorte 

Bembidion iricolor Bedel, 1879 2 2 B01, B02, B05, B09 

Bembidion lunulatum (Fourcroy, 1785) B01, B02, B05, B06, B07, B11 

Bembidion minimum (Fabricius, 1792) alle Standorte 

Bembidion normannum Dejean, 1831 alle Standorte 

Bembidion varium (Olivier, 1795) B08, B12 

Clivina fossor (Linnaeus, 1758) B01, B02, B07, B10, B11, B12 

Dicheirotrichus gustavii Crotch, 1871 V B01, B02, B03, B04, B07, B08, B09, B12 

Dyschirius globosus (Herbst, 1784) B01, B02, B05, B07, B09, B11 

Harpalus affinis (Schrank, 1781) B09, B11 

Loricera pilicornis (Fabricius, 1775) B05 

Nebria brevicollis (Fabricius, 1792) B01, B06 

Poecilus cupreus (Linnaeus, 1758) B01, B02, B05, B07 

Poecilus versicolor (Sturm, 1824) B01, B02, B05 

Pogonus chalceus (Marsham, 1802) V B01, B03, B04, B06, B08, B10, B11, B12 

Pseudophonus rufipes (de Geer, 1774) B06, B07, 

Pterostichus anthracinus (Iliger, 1798) B01, B02, B05 

Pterostichus diligens (Sturm, 1824) V B01 

Pterostichus strenuus (Panzer, 1797) B02, B05, B11 

Der Vergleich der Bodenfallenstandorte, die in beiden Untersuchungsjahren beprobt wurden, 

zeigt, dass es lediglich auf den gemähten Standorten signifikante Unterschiede zwischen 

den Jahren (Abbildung 46) gab (in der Gruppe der Insekten und der Krebstiere). Da aufgrund 

der sehr nassen Witterung im Jahr 2007 eine reguläre Mahd der Flächen nicht möglich war, 

ist es möglich, dass diese Abweichungen mit der veränderten Flächennutzung im Jahr 2007 

(Schlegeln der Flächen im Oktober) zusammenhängen. Auf den übrigen Nutzungsformen 

waren nur geringe Unterschiede zwischen den Jahren vorhanden. 



Anzahl Insekten pro Falle und Woche 

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 

2007 2008 2007 2008 2007 2008 

Weide Wiese Brache 

Abbildung 46: Vergleich der Insekten aus Bodenfallen der Jahre 2007 und 2008 je 

Nutzungsform 

Zur Bewertung der Bedeutung einzelner Vegetationseinheiten für die Wirbellosenfauna, und 

damit für das Nahrungsangebot für Brutvögel, dienen die ermittelten Indexwerte (Tabelle 51 

bis Tabelle 53). 

Ein Vergleich der Artengruppen zeigt, dass die höchsten Abundanzen je Artengruppe auf 

unterschiedlicher Vegetation vorhanden sind. Insekten weisen die höchsten Individuenzahlen 

auf gemähten Meldenfluren auf. Diese sind in Tabelle 51 mit 1.00 bezeichnet. Die dort 

genannten Indexwerte zeigen für die anderen Vegetationseinheiten und Nutzungen, wie 

stark diese in der Insektenabundanz gegenüber der Meldenflur abfallen. Bei den 

Spinnentieren ist es die ungenutzte obere Salzwiese. Im Vergleich zu den Insekten verteilt 

sich die Abundanz der Spinnentiere eher gleichmäßig über alle Vegetationstypen (Tabelle 

52). Die höchsten Anzahlen an Krebstieren wurden auf der ungenutzten Strandbeifuß-Wiese 

festgestellt (Tabelle 53). 

Tabelle 51: Indexwerte für Insekten 

Vegetationseinheit Gesamt Brache Weide Wiese 

Andel-Rasen (S.2.1) -0.85 -0.65 -0.91 -0.83 

Strandsalzmelden-Rasen (S.2.4) -0.40 

Obere Salzwiese unspezifisch (S.3.0) -0.66 -0.66 -0.70 

Strandbeifuß-Wiese (S.3.5) -0.52 

Quecken-Rasen (S.3.7) -0.47 -0.37 -0.91 -0.05 

Meldenflur (S.3.9) 0.54 0.22 1.00 



Tabelle 52: Indexwerte für Spinnentiere 


Andel-Rasen (S.2.1) 0.31 0.17 0.10 0.65 

Strandsalzmelden-Rasen (S.2.4) 0.30 

Obere Salzwiese unspezifisch (S.3.0) -0.11 1.00 -0.33 

Strandbeifuß-Wiese (S.3.5) -0.53 

Quecken-Rasen (S.3.7) 0.31 0.43 -0.19 0.26 

Meldenflur (S.3.9) 0.77 0.73 0.93 

Tabelle 53: Indexwerte für Krebstiere 


Andel-Rasen (S.2.1) -0.72 -0.32 -1.00 -0.78 

Strandsalzmelden-Rasen (S.2.4) 0.38 

Obere Salzwiese unspezifisch (S.3.0) -0.69 -0.78 -0.26 

Strandbeifuß-Wiese (S.3.5) 1.00 

Quecken-Rasen (S.3.7) -0.30 -0.30 -0.63 0.05 

Meldenflur (S.3.9) -0.65 -0.69 -0.62 

Die hier dargestellten Ergebnisse beziehen sich auf die Anzahl an Individuen als 

Nahrungsgrundlage für die Vögel, sagen aber nichts über die Artenzahlen und damit die 

Biodiversität aus. 

Bei allen drei Artengruppen zeigt ein Vergleich der Nutzungsformen pro Vegetationseinheit, 

dass auf den beweideten Flächen bis auf eine Ausnahme die geringsten Anzahlen 

vorhanden sind. Somit muss davon ausgegangen werden, dass eine Beweidung von 

Salzwiesen zu einem Rückgang der Individuenanzahl an Wirbellosen führt. 

Die Untersuchung zum Eindringwiderstand der Böden zeigt, dass besonders hohe 

Eindringwiderstände auf beweideten Flächen vorhanden sind (Abbildung 47). Dies deutet 

darauf hin, dass ein Zusammenhang zwischen durch Viehtritt verdichteten Böden auf 

beweideten Flächen und den geringen Individuenzahlen an Wirbellosen auf beweideten 

Flächen besteht. Dies zeigt sich deutlich im linearen Zusammenhang zwischen 

Individuenanzahl und Eindringwiderstand für die Laufkäfer, Spinnen und Krebstiere 

(Abbildung 47). 



Individuenzahl Krebstiere / Woche 

0 500 1000 1500 2000 

100 150 200 250 300 350 

Eindringwiderstand [kN/m²] 

Abbildung 47: Mittelwerte der Eindringwiderstände pro Untersuchungsfläche und die mittlere 

Individuenanzahl an Krebstieren pro Woche 

Regressionsgerade y= 3161,14 – 9,68x; R² 0,51 


Mithilfe von 14 Bodenfallenstandorten ist es gelungen, für sechs Vegetationseinheiten 

fundierte Aussagen über das Vorkommen von Wirbellosen zu treffen, welche für viele 

Vogelarten die Nahrungsgrundlage darstellen. Demnach ist die Wirbellosendichte bei 

Beweidung am geringsten, wofür vor allem die bei Beweidung eintretende Bodenverdichtung 

verantwortlich ist. Bei den Insekten wurden auf gemähten Meldenfluren die höchsten 

Individuenzahlen festgestellt, bei den Spinnentieren auf ungenutzter oberer Salzwiese, die 

aber kaum höhere Abundanzen aufwies als Meldenfluren. Die höchsten Anzahlen an 

Wiese 

Brache 

Weide 

Krebstieren wurden auf einer ungenutzten Strandbeifuß-Wiese festgestellt. 

Für vier der sechs Vegetationseinheiten ist es zudem möglich, die Auswirkungen 

verschiedener Nutzungsformen auf das Wirbellosenvorkommen abzuschätzen. Bei allen drei 

Artengruppen zeigt ein Vergleich der Nutzungsformen pro Vegetationseinheit, dass auf den 

beweideten Flächen die geringsten Anzahlen vorhanden sind. Somit muss davon 

ausgegangen werden, dass eine Beweidung von Salzwiesen aufgrund von 

Bodenverdichtung durch Viehtritt zu einem Rückgang der Individuenanzahl an Wirbellosen 

führt. 

Zwei gefährdete Schneckenarten (Myosotella myosotis, Assiminea grayana) und eine stark 

gefährdete Laufkäferart (Bembidion iricolor) konnten auf den untersuchten Salzwiesen 

nachgewiesen werden. 



Durch die Bildung von Indexwerten konnte für einen wichtigen Habitatparameter für 

Brutvögel eine gute planerische Grundlage geschaffen werden, die es zulässt, Bewertungen 

und Prognosen unter bestimmten Annahmen für die Menge an Wirbellosen und damit für das 

Nahrungsangebot für Brutvögel zu treffen (siehe Kapitel 7.4 & 7.5). Auf Grund der 

Ergebnisse ist deutlich geworden, dass die Management-Option Beweidung die 

Nahrungsressourcen für Brutvögel erheblich vermindern würde. 

6.6 GESAMTDISKUSSION 

Ziel der Untersuchungen in Teilprojekt 3 war, ein Ökosystem–Prozessverständnis der 

Avifauna auf Salzwiesen zu erreichen, um damit die Frage beantworten zu können, welche 

Konsequenzen sich aus einer Änderung der Vorlandnutzung für die Küstenökologie und den 

Naturschutz insbesondere für die Avifauna ergeben. Dies konnte für fünf Rastvogelarten und 

12 Brutvogelarten der niedersächsischen Salzwiesen erreicht werden. 

Durch eine Beweidung oder Mahd der Salzwiesen wird die Vegetationsstruktur signifikant 

verändert. Bei Rastvögeln wurde für Gänse eine Präferenz für kurzwüchsige, proteinreiche 

Vegetationsbestände festgestellt, die häufig auf beweideten Flächen anzutreffen ist. 

Beweidung ist also für herbivore Gänse von Vorteil. 

Rastende Singvögel sind auf das Vorhandensein der bevorzugten Nahrung (Samen von 

Melde, Queller und Rotschwingel) angewiesen und werden damit besonders gefördert, wenn 

diese Pflanzenarten durch Management gefördert werden. Bei den 12 untersuchten 

Brutvogelarten ergibt sich kein einheitliches Bild der Präferenzen. Hier reicht die Spanne von 

Präferenzen für offene Bereiche (Pionierzone, Wattflächen) bei Austernfischer und 

Flussseeschwalbe bis hin zur Präferenz für hochwüchsige, dichte Vegetationsbestände 

(Strandbeifuß-Wiese, Quecken-Rasen) bei Rotschenkel und Wiesenpieper. Zwar sind die 

Habitatmodelle für den Rotschenkel für einige Kombinationen von Nutzung und 

Vegetationstyp nicht signifikant, da diese Art dafür keine eindeutigen Präferenzen zeigt, doch 

lassen sich die Indexwerte durch die Detailuntersuchungen besser verstehen und 

interpretieren. Einige Arten zeigen Präferenzen für besondere Strukturen in Salzwiesen wie 

bspw. die Rohrammer, die besonders entlang von Gräben zu finden ist. Erhebungen zu 

Wirbellosen, die zahlreichen Brutvogelarten als Nahrungsgrundlage dienen, zeigten, dass 

auf beweideten Flächen gleich welcher Vegetationseinheit stets die geringsten Individuen- 

anzahlen vorhanden sind. Somit muss davon ausgegangen werden, dass eine Beweidung 

von Salzwiesen aufgrund der Bodenverdichtung von tonhaltigem Material durch Viehtritt 

ganz allgemein zu einem Rückgang an Nahrungstieren für Brutvögel führt. 

Die höchsten Prädationsraten wurden in allen untersuchten Gebieten Anfang Juni 

festgestellt. Das Artenspektrum der Nesträuber unterscheidet sich nur minimal zwischen den 

Festlandsgebieten. Trotz räumlicher Nähe der Gebiete können sich jedoch die Prädations- 

raten signifikant unterscheiden. Setzt man die Prädationsraten mit dem Schlupferfolg beim 

Rotschenkel in Bezug, so wird deutlich, dass der Bruterfolg dieser Art nur gewährleistet ist, 

wenn das Nest sehr gut in heterogener und dichter Vegetation getarnt werden kann. Ein 

Management, das den Rotschenkel fördern will, sollte also auf eine starke Beweidung 

verzichten, da sonst die Bestände homogen und kurzrasig werden und der Bestand an 



wirbellosen Tieren stark vermindert wird, welche die Nahrungsgrundlage für den Rotschenkel 

und viele anderen Brutvögel sind. 

Einschränkend muss jedoch festgehalten werden, dass die Ergebnisse nur für die 

niedersächsische Festlandsküste verwendet werden können. Eine Übertragung auf weitere 

Küstenbereiche ist nicht ungeprüft möglich. Es ist zudem davon auszugehen, dass bei 

Nutzungsformen, die von den hier untersuchten Nutzungsformen abweichen, sich die 

Vegetationstypen entsprechend verändern (z.B. veränderte Vegetationsstruktur, 

Verschiebung der Dominanzverhältnisse), dass es fraglich erscheint, inwieweit die Aussagen 

für Nutzungsformen, die nicht Gegenstand dieser Untersuchung waren (Schlegeln, 

Beweidung mit Schafen oder Pferden, frühere/spätere Mahd), möglich sind. Dies sollte durch 

begleitende Untersuchungen bei Maßnahmenumsetzung überprüft werden. Insbesondere für 

von den untersuchten Nutzungsformen deutlich abweichende Nutzungen, wie z.B. Schlegeln 

statt Mahdnutzung, ist eine Übertragung der hier vorgestellten Ergebnisse nicht möglich. 

Hierzu sollten gezielte, ergänzende Vergleichsuntersuchungen der Vegetationsstruktur, 

Artenzusammensetzung und Effekte auf Brut- und Rastvögel durchgeführt werden. 

Für nur selten auf Salzwiesen vorkommende Arten konnten keine Aussagen im Rahmen 

dieses Projektes gemacht werden, da die hier angewandten Methoden auf einer Mindest- 

anzahl an Vorkommen beruhen. Seltene Arten sind jedoch häufig auch als stark in ihrem 

Bestand gefährdet eingestuft und sollten daher im Rahmen von gesonderten 

Schutzmaßnahmen im Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer Berücksichtigung 

finden. Die regelmäßig auf niedersächsischen Salzwiesen vertretenen Arten wurden in 

dieser Untersuchung analysiert und fließen damit in die Bewertung der Auswirkungen von 

Maßnahmen zur Treibselreduzierung mit ein. 

Um Abweichungen von den prognostizierten Veränderungen der Brut- und Rastvogelfauna 

frühzeitig zu erkennen und gegebenenfalls gegensteuern zu können, wird empfohlen, 

Maßnahmen zu Treibselminimierung stets mit einem Monitoring zu begleiten. Durch 

begleitendes Monitoring kann zudem die Möglichkeit genutzt werden, die hier dargestellte 

Bewertungsgrundlage mit den neu erhobenen Daten für zukünftige Maßnahmen zu ergänzen 

und zu erweitern. 

6.7 FAZIT 

Durch Beweidung oder Mahd wird die Vegetationsstruktur als bedeutender Habitatfaktor für 

die Avifauna stark beeinflusst. Eine Verkürzung der Vegetation durch Beweidung fördert 

Gänse und hemmt zahlreiche Brutvogelarten, da diese ihre Nester nicht mehr gut verstecken 

können. 

Beweidung schränkt durch Bodenverdichtung auch das Nahrungsangebot an wirbellosen 

Tieren für zahlreiche Brutvogelarten stark ein. Deshalb ist eine flächendeckende Rückkehr 

zu einer intensiven Beweidung von Salzwiesen aus ornithologischer Sicht nicht zu 

empfehlen. Eine weitere Beeinflussung der Habitateigenschaften ist durch Veränderungen 

des Wasserregimes der Salzwiesen zu erwarten. Allerdings lässt sich eine einfache, 

generelle Aussage über die Auswirkungen derartiger Veränderungen auf die Avifauna nicht 

machen, da die Habitatansprüche der einzelnen Arten zu unterschiedlich sind. Deshalb wird 



in dem nachfolgenden Kapitel jede Management-Strategie einzeln im Hinblick auf ihre 

Auswirkungen auf die Vogelwelt bewertet. 

Da die im Rahmen dieses Projektes generierten Bewertungsgrundlagen noch bei keiner 

Maßnahmenumsetzung evaluiert werden konnten, sollten Maßnahmen zur 

Treibselreduzierung mit einem aussagekräftigen Monitoring begleitet werden, um 

Abweichungen von den Prognosen erkennen zu können und damit bei negativen 

Auswirkungen ein korrigierendes Eingreifen zu ermöglichen. Zudem wird durch ein 

Monitoring die Möglichkeit geschaffen, die hier vorgestellte Bewertungsgrundlage für weitere 

Vorhaben zu evaluieren und zu ergänzen. 



6.8 LITERATUR 

ASSMANN T., DORMANN W., FRÄMBS H., GÜRLICH S., HANDKE K., HUK T., SPRICK P. & TERLUTTER H. 

(2003). Rote Liste der in Niedersachsen und Bremen gefährdeten Sandlaufkäfer und 

Laufkäfer (Coleoptera: Cicindelidae et Carabidae) mit Gesamtartenverzeichnis, 1. Fassung 

vom 1.6.2002. Inform. d. Naturschutz Niedersachsen, 23, 70-95. 

BIBBY C.J., BURGESS N.D. & HILL D.A. (1995). Methoden der Feldornithologie: Bestandserfassung in 

der Praxis. Neumann Verlag GmbH, Radebeul. 

DIERSCHKE J. (2001). Die Überwinterungsökologie von Ohrenlerchen Eremophila alpestris, 

Schneeammern Plectrophenax nivalis und Berghänflingen Carduelis flavirostris im 

Wattenmeer. In: Fachbereich Biologie. Carl von Ossietzky Universität Oldenburg, p. 128. 

ESSELINK P., PETERSEN J., ARENS S., BAKKER J.P., BUNJE J., DIJKEMA K.S., HECKER N., HELLWIG U., 

JENSEN A.-V., KERS A.S., KÖRBER P., LAMMERTS E.J., STOCK M., VEENEKLAAS R.M., VREEKEN 

M. & WOLTERS M. (2009). Salt Marshes. In: Quality Status Report 2009. Wadden Sea 

Ecosystem No. 25 (eds. Marencic H & Vlas J). Common Wadden Sea Secretariat 

Wilhelmshaven, Germany. 

IVLEV V.S. (1961). Experimental ecology of the feeding fishes. Yale University Press, New Haven, CT. 

JUNGBLUTH J.H., KNORRE D.V., FALKNER G., GROH K. & SCHMID G. (1998). Rote Liste der 

Binnenmollusken [Schnecken (Gastropoda) und Muscheln (Bivalvia)]. In: Rote Liste 

gefährdeter Tiere Deutschlands. Schriftenreihe Landschaftspflege und Naturschutz 55 (ed. 

Bundesamt für Naturschutz), pp. 243-249. 

JUNGBLUTH J.H. & VOGT D. (1990). Vorläufige "Rote Liste" der bestandsbedrohten und gefährdeten 

Binnenmollusken (Weichtiere: Schnecken und Muscheln) von Niedersachsen. Stand: 25. 

März 1990. unveröffentlicht. In: Neckarsteinach, p. 28. 

KRÜGER T. & OLTMANNS B. (2007). Rote Liste der in Niedersachsen und Bremen gefährdeten 

Vogelarten. Informationsdienst Naturschutz Niedersachsen, 27, 131-175. 

PGG (2006). Landschaftspflegekonzept Vorland Jadebusen. In: NLWKN, planungsgruppe grün 

Övelgönne-Frieschenmoor. 

PGG (2008). Einfluss von Beweidung auf Brutbestände von Rotschenkel und Wiesenpieper in 

Festlandsalzwiesen Niedersachsens. In: planungsgruppe grün Övelgönne-Frieschenmoor. 

THYEN S. & EXO K.M. (2005). Interactive effects of time and vegetation on reproduction of redshanks 

(Tringa totanus) breeding in Wadden Sea salt marshes. Journal of Ornithology, 146, 215- 

225. 

TRAUTNER J., MÜLLER-MOTZFELD G. & BRÄUNICKE M. (1998). Rote Liste der Sandlaufkäfer und 

Laufkäfer (Coleoptera: Cicindelidae et Carabidae). 2. Fassung, Stand Dezember 1996. In: 

Rote Liste gefährdeter Tiere Deutschlands. Schriftenreihe Landschaftspflege und 

Naturschutz 55 (ed. Bundesamt für Naturschutz), pp. 159-167. 

ZEHM A., NOBIS M. & SCHWABE A. (2003). Multiparameter analysis of vertical vegetation structure 

based on digital image processing. Flora, 198, 142-160. 



7 TEILPROJEKT 1B: ENTWICKLUNG UND BEWERTUNG VON 


MANAGEMENTSTRATEGIEN ZUR TREIBSELREDUZIERUNG 

Dipl. Landschaftsökol. Antje Bremermann, Julia Schwienheer; Dipl.-Ing. Martin 

Sprötge (planungsgruppe grün) & Prof. Dr. Michael Kleyer (Uni Oldenburg) 

7.1 ANLASS UND ZIELSETZUNG DES TEILPROJEKTS 1B 

Unter Verwendung der Ergebnisse des Teilprojektes 1A „Dokumentation und Analyse der 

Ausgangssituation sowie Aufbereitung der Informationen für die Teilprojekte 2 und 3“ (Kapitel 

4) sowie des Teilprojektes 2 „Zusammenhänge zwischen Umweltbedingungen, 

Biomasseproduktion und Treibselmenge in Deichvorländern der Küste und Ästuare“ (Kapitel 

5) sollen Vorlandbereiche identifiziert werden, die im besonderen Maße für die Entstehung 

von Treibsel verantwortlich sind. 

Auf Grundlage der in den Teilprojekten gewonnenen Erkenntnissen, Fachgesprächen 

innerhalb und außerhalb des projektbegleitenden Ausschusses sowie von geplanten oder 

umgesetzten Vorhaben im Rahmen anderer Projekte sollen Management-Optionen 

erarbeitet werden, die für ein Vorlandmanagement zur Treibselreduzierung in Frage 

kommen. 

Für diese Management-Optionen soll anhand der Ergebnisse des Teilprojektes 3 

„Habitatmodelle für charakteristische Vogelarten der niedersächsischen Salzwiese“ 

(Kapitel 6) für die Salzwiesen eine naturschutzfachliche Bewertung der unterschiedlichen 

Management-Optionen erfolgen. Für die Ästuare sollen entsprechende Bewertungen 

durchgeführt werden, wobei hier für die Avifauna nicht auf die in Teilprojekt 3 ermittelten 

Daten zurückgegriffen werden kann. Die entsprechenden Daten sind aber im Gegensatz zu 

denen der Salzwiese, über Literaturrecherche erhältlich. Ursache hierfür ist, dass sich in den 

Salzwiesen mit zunehmender Nutzungsintensität das Arteninventar langsam und 

kontinuierlich verändert. In den Ästuaren findet hingegen durch eine Nutzung von Röhrichten 

ein weitgehender Artenaustausch statt. Die Ergebnisse der Bewertung zeigen auf, welche 

Management-Optionen auf einzelnen Vegetationstypen naturschutzfachlich wie zu bewerten 

wäre. 

Für die detailliert untersuchten Flächen sollen modellhafte Managementkonzepte entwickelt 

und Prognosen der zu erwartenden Biomasse-, und damit der potenziellen 

Treibselreduzierung, erstellt werden. Des Weiteren sollen die modellhaften 

Managementkonzepte naturschutzfachlich bewertet werden, welche auf Grundlage eines 

Leitbildes erfolgt, welches für den gesamten Betrachtungsraum definiert wurde. 

7.2 „SCHWERPUNKTBEREICHE“ VORLANDMANAGEMENT 


TREISBSELREDUZIERUNG 

Für ein effektives Management zur Reduzierung von Treibsel ist zunächst die Identifizierung 

von Vorlandbereichen, die für lokal hohe Treibselaufkommen maßgeblich verantwortlich 

sind, erforderlich.


Treibselanlandungen an Deichabschnitten werden im Wesentlichen durch zwei Faktoren 

beeinflusst: 

1. der stehenden Biomassemenge zur Sturmflutsaison auf den vorgelagerten 

Vorländern 

2. und dem Biomasseaustrag (Abriss und Verdriftung der Biomasse bis an den 

Deichfuß). 

Die Biomassemenge der Vorlandflächen wird durch den Aufwuchs, die evtl. Entnahme durch 

Landnutzung und durch die Tiefe des Vorlandes bestimmt und ergibt das Potenzial der 

Treibselentstehung. Das Potenzial des Biomasseaustrages, welches durch den 

Treibselanfall nach den Sturmfluten dokumentiert wird, hängt im Wesentlichen von der Lage 

des Vorlandes ab, aber auch von den Eigenschaften der Vegetation (Standhaftigkeit 

gegenüber Wellenenergie). 

Die Wahrscheinlichkeit der Treibselanlandung wird für den gesamten Betrachtungsraum auf 

Grundlage der oben genannten Parameter ermittelt. Als Ergebnis werden untereinander 

vergleichbare Vorlandabschnitte in Bereiche unterschiedlichen Potenzials der 

Treibselentstehung (hoch/mäßig/gering) auf Grundlage der stehenden Biomasse definiert. 

Des Weiteren werden Bereiche ausgewiesen, in denen sowohl ein hohes Potenzial der 

Treibselentstehung als auch ein hohes Potenzial an Biomasseaustrag besteht. Diese werden 

im Folgenden als Bereiche hoher Treibselentstehung bezeichnet. Da für diese Bereiche ein 

Management zur Treibselreduzierung besonders effektiv wäre, wurden diese als 

„Schwerpunktbereiche Vorlandmanagement Treibselreduzierung“, kurz „Schwerpunkt- 

Bereiche“, ausgewiesen (Abbildung 48). 

Aufwuchs Biomasseentnahme 

Stehende Biomassemenge 

gering 

Potenzial 

Treibselentstehung 

Bereich geringer/mittlerer 


mittel, gering 

mäßig hoch 

hoch 

Vorlandtiefe Lage Vegetationseigenschaften 

Bereich hoher 


Schwerpunktbereich 

Vorlandmanagement 

Treibselreduzierung 

Treibselanfall 2006/2007 

hoch 

kein bis sehr viel 

Potenzial 

Biomasseaustrag 

mittel, gering 

Bereich geringer /mittlerer 


Abbildung 48: Ermittlung von Schwerpunktbereichen für Vorlandmanagement zur 





Die Ermittlung der „Schwerpunktbereiche“ erfolgte in drei Arbeitsschritten. Dabei wurden 

zunächst anhand eines standardisierten Verfahrens untereinander vergleichbare 

Deichabschnitte gebildet. Für diese Vorlandabschnitte wurde die Menge der stehenden 

Biomasse pro Deichmeter bestimmt, um die Bereiche zu analysieren, in denen ein hohes 

Potenzial der Treibselentstehung besteht. Für die Vorlandflächen mit einem hohen Potenzial 

der Treibselentstehung wurde eine eingehende Analyse (auf Grundlage des tatsächlichen 

Treibselanfalls nach den Sturmfluten der Jahre 2006 und 2007 und der Lage des Vorlandes) 

vorgenommen, um das Potenzial des Biomasseaustrages einzuschätzen. Anhand der 

Potenziale der Treibselentstehung und des Biomasseaustrages wurden Bereiche hoher 

Treibselentstehung und somit die „Schwerpunktbereiche“, ermittelt (vgl. Abbildung 48). 

7.2.2.1 ERZEUGUNG VON STANDARDISIERTEN DEICHABSCHNITTEN 

Zur Erzeugung von standardisierten Deichabschnitten wurden zunächst die Küsten- und die 

Ästuaruferlinie des gesamten Betrachtungsraumes im GIS entlang der Deichlinie in 2 km 

lange Abschnitte segmentiert. 

In einem weiteren Bearbeitungsschritt wurden die Vorländer an den Endpunkten der 2 km 

langen Abschnitte senkrecht zur Hauptdeichlinie unterteilt. Als Ergebnis liegen somit 

Vorlandabschnitte mit einheitlicher Deichlinienlänge vor. 

7.2.2.2 BERECHNUNG DER STEHENDEN BIOMASSE VON 


VORLANDABSCHNITTEN 

Zur Identifizierung der Vorlandbereiche mit einer hohen stehenden Biomasse, also einem 

hohen Potenzial der Treibselentstehung, wurde zunächst die stehende Biomasse im Herbst 

pro Vorlandabschnitt berechnet (Datengrundlage stehende Biomasse 2006, vgl. Kapitel 

5.2.2.2). 

Für die jeweiligen Vorlandabschnitte wurde dann die „stehende Biomasse pro Deichmeter“ 

berechnet (gemäß der nachfolgenden Formel), um eine vergleichbare Bezugsgröße zu 

erhalten. 

Formel zur Berechnung der stehenden Biomasse pro Deichmeter: 

StehendeBiomasseHerbst 

g 

m² 

* Vorlandfläche 

( m²) 

2000m 

Deichlinie 

StehendeBiomassepro 

lfd. 

m Deichlinefür 

den gesamten Vorlandabschnitt 

Hohe Werte stehender Biomasse pro laufenden Meter Deichlinie für die jeweiligen 

Vorlandabschnitt, im Folgenden stehende Biomasse (pro lfd. m je Vorlandabschnitt), lassen 

sich dementsprechend auf besonders produktive Vegetationsbestände mit hoher stehender 

Biomasse und/oder auf eine ausgedehnte Vorlandfläche zurückführen. 

Um Vorlandabschnitte zu definieren, in denen ein hohes Potenzial der Treibselentstehung 

besteht, wurde die stehende Biomasse (pro lfd. m je Vorlandabschnitt) einer dreistufigen


Skala (hoch/mäßig/gering) zugeordnet. Die Zuordnung orientiert sich an der statistischen 

Verteilung der Werte stehender Biomasse (pro lfd. m je Vorlandabschnitt). 

Da sich die Verteilung der Werte der stehenden Biomasse (pro lfd. m je Vorlandabschnitt) an 

der Festlandsküste und der Ästuare nicht signifikant unterscheidet (U-Test: p-Wert >0,05), 

werden für beide Bereiche gleiche Grenzwerte für die Zuordnung verwendet (Abbildung 49). 

Abbildung 49: Streuung der Werte der stehenden Biomasse Herbst (kg/lfd. m) an der 

Festlandsküste und der Ästuare im Vergleich 

Darstellung mit Hilfe von sog. Boxplots. Die schwarzen Querbalken geben den Median an, die Box 

entspricht dem Bereich, in dem die mittleren 50 % der Daten liegen. Innerhalb der vertikalen Linien 

(Whiskergrenzen) und der Box liegen 95 % aller beobachteten Werte. 

Ein hohes Potenzial hinsichtlich der Treibselentstehung wurde für alle Abschnitte mit mehr 

als 246 kg Biomasseproduktion pro laufenden Deichmeter (Werte oberhalb des oberen 

Quantils, 25 % der Werte) definiert. Ein mittleres Potenzial der Treibselentstehung besteht 

für die Abschnitte mit 141-246 kg/lfd. m (oberes Quantil, 25 % der Werte) und ein geringes 

für alle Vorlandabschnitte mit weniger als 141 kg/lfd. m (unteres Quantil bis Minimumwert, 

50 % der Werte) (Abbildung 50). 



Potenzial der Treibselentstehung 

hoch = > 246 kg / lfd. m 

mäßig = 141 – 246 kg / lfd. m 

gering = < 141 kg / lfd. m 

Abbildung 50: Streuung aller Werte der stehenden Biomasse Herbst pro Deichabschnitt 

(kg/lfd. m) und Zuordnung des Potenzials der Treibselentstehung 

Darstellung mit Hilfe von sog. Boxplots, Erläuterung s. Abbildung 49 

7.2.2.3 ERMITTLUNG VON “TREIBSEL-SCHWERPUNKTBEREICHEN“ 

Die Vorlandabschnitte, die mit einer stehenden Biomasse (pro lfd. m je Vorlandabschnitt) von 

mehr als 246 kg/lfd. m ein hohes Potenzial der Treibselentstehung aufweisen, wurden einer 

eingehende Analyse unterzogen. Diese erfolgte anhand eines Abgleichs mit dem 

tatsächlichen Treibselanfall nach den Sturmfluten der Jahre 2006 und 2007 (Kapitel 4.4) 

sowie der Lage des Vorlandabschnittes. Hierbei wurde, unter Berücksichtigung der 

vorliegenden Ergebnisse zum Treibselanfall, eine fachliche Einschätzung vorgenommen, ob 

für die Vorlandbereiche mit einem hohen Potenzial der Treibselentstehung auch ein hohes 

Potenzial des Biomasseaustrages besteht. Dieses liegt z.B. in exponierten Lagen vor, wo die 

Vorlandvegetation einer hohen Wellen- und Strömungsenergie ausgesetzt ist und keine 

Vegetationsbestände bestehen, die Treibsel bei Sturmfluten vor dem Deichfuß abfangen. 

Solche Vorlandbereiche mit hohem Potenzial der Treibselentstehung und hohem Potenzial 

des Biomasseaustrages wurden als „Schwerpunktbereiche“ ausgewiesen. Vorlandbereiche 

hingegen, die zwar ein hohes Potenzial der Treibselentstehung aufweisen, aber z.B. 

aufgrund einer geschützten Buchtenlage nur ein geringes Potenzial des Biomasseaustrages 

aufweisen, welches auch durch die Treibselanfalldaten der Jahre 2006 und 2007 bestätigt 

wurde, werden nicht als „Schwerpunktbereich“ definiert. 

Bei den Ästuaren wurden die Vorländer beider Uferseiten in ihrer Gesamtheit betrachtet, da 

ein hoher Biomasseaustrag aus den Vorländern der einen Uferseite den Treibselanfall auf 

der anderen Uferseite maßgeblich beeinflussen kann. 




7.2.3.1 ÜBERBLICK 

Das Ergebnis der Einstufung von Vorlandabschnitten hinsichtlich des Potenzials der 

Treibselentstehung ist in Abbildung 51 dargestellt. 

Diese Grafik zeigt, dass Vorlandbereiche mit einem hohen Potenzial der Treibselentstehung 

über den gesamten Betrachtungsraum verteilt sind, sich aber deutliche Häufungen dieser 

Abschnitte erkennen lassen. 

Die durchschnittlichen Werte der stehenden Biomasse (pro lfd. m je Vorlandabschnitt) sind 

im Weserästuar (243 kg/lfd. m) und im Bereich der Festlandsküste mit 192 kg/lfd. m am 

höchsten. Die Ems zeichnet sich mit 120 kg/lfd. m durch die niedrigsten Durchschnittswerte 

der stehenden Biomasse (pro lfd. m je Vorlandabschnitt) aus. Dementsprechend ist die 

Anzahl an Vorlandabschnitten mit hohem Potenzial der Treibselentstehung in diesem Ästuar 

geringer als in den anderen Teilbereichen. Dabei ist hier zu berücksichtigen, dass die 

Vorlandflächen häufig eine geringere Ausdehnung haben, insbesondere im Vergleich zu dem 

Weserästuar mit den tiefen Vorlandbereichen und großflächigen Weserinseln. Ferner ist 

auffällig, dass es im Verlauf der Ems einen kleinteiligeren Wechsel zwischen 

Vorlandabschnitten mit hohem und geringem Potenzial der Treibselentstehung gibt. Andere 

Abschnitte an der Weser oder entlang der Festlandsküste stellen sich diesbezüglich 

wesentlich homogener dar. 

Maximalwerte treten in den Ästuaren der Weser und Elbe auf. Hier kommt es in einigen 

Abschnitten zu Maximalwerten von über 1000 kg/lfd. m im Bereich des 

Schwarztonnensandes im Elbästuar und über 970 kg/lfd. m auf der Strohauser Plate im 

Weserästuar. 

Erwartungsgemäß befinden sich Vorlandabschnitte mit hohem Potenzial der 

Treibselentstehung in den Bereichen, in denen das Vorland sehr großflächig ausgeprägt ist, 

so zum Beispiel im Bereich bei Tettens, an der Wurster Küste, in der Leybucht oder im 

Norderland. Dass jedoch eine sehr hohe stehende Biomasse auch bei vergleichsweise 

kleinen Vorlandflächen zu einem hohen Potenzial der Treibselentstehung führen kann, wird 

beispielsweise an den Vorländern bei Harlesiel oder am Rysumer Nacken deutlich. 

Die Abbildung 51 zeigt, neben dem Potenzial der Treibselentstehung der jeweiligen 

Vorlandabschnitte, die Mittelwerte des Treibselanfalls nach den Novemberfluten der Jahre 

2006 und 2007. Der Vergleich zwischen dem Potenzial der Treibselentstehung und den 

angeschwemmten Treibselmengen zeigt in einigen Fällen Abweichungen. 

Ein Beispiel hierfür befindet sich im westlichen Jadebusen bei Cäciliengroden: Obwohl in 

dem breiten Vorlandgürtel im Herbst fiel Biomasse steht und somit ein hohes Potenzial der 

Treibselentstehung vorliegt, viel für die entsprechenden Deichabschnitte nach den 

Sturmfluten der Jahre 2006/2007 nach den Angaben des Deichbandes kein Treibsel an. 

Ausschlaggebend hierfür dürfte die geschützte Buchtenlage am Rande der Hauptströmung 

sein. Aufgrund der geringen Wellen- und Strömungsenergie wird die Vegetation nicht 



losgerissen und es entsteht kein Treibsel. In diesem Bereich von einem 

„Schwerpunktbereich“ zu sprechen, ist darum nicht gerechtfertigt. Ähnlich verhält es sich im 

Süden der Ems zwischen Aschendorf und Papenburg sowie die an der Elbe bei Freiburg 

sowie dem Hahnhöfer Sand (vgl. Abbildung 51). 

Der entgegengesetzte Fall liegt hingegen in Vorlandbereichen der Krummhörn nördlich der 

Emsmündung vor. Hier wurde sehr viel angelandetes Treibsel gemeldet, das Potenzial der 

Treibselentstehung ist jedoch überwiegend auf mittlerem Niveau. Als Ursache kann in 

diesem Fall Verdriftung von Treibsel aus umliegenden Vorlandbereichen weitestgehend 

ausgeschlossen werden, da auch dort – mit Ausnahme der Leybucht – eher geringes bis 

kein Potenzial der Treibselentstehung vorliegt. Eine Verdriftung von Treibsel aus der 

Leybucht, also in südwestlich Richtung aus der Bucht heraus, ist eher unwahrscheinlich. 

Mögliche Ursachen könnten 

sein. 

eine weiträumige Verdriftung von Treibsel (z.B. niederländischer Vorländer) kann 

grundsätzlich nicht ausgeschlossen werden, ist aber aufgrund unserer Ergebnisse 

(vgl. Kapitel 5.4) eher unwahrscheinlich, 

die Lage und Westexposition dieser Vorlandabschnitte (hohe Wellen- und 

Strömungsenergie), 

die subjektive Schätzung der Treibselmengen 

7.2.3.2 „TREIBSEL-SCHWERPUNKTBEREICHE“ 

Vorlandbereiche mit hohem Potenzial an Treibselentstehung und hohem Potenzial des 

Biomasseaustrages wurden als „Schwerpunktbereiche“ ausgewiesen (vgl. Kapitel 7.2.2.3 

und 7.2.3.1). 

Als „Schwerpunktbereich“ (in der Abbildung 51 rot eingekreist) werden Bereiche, die 

definiert. 

zusammenhängende Vorlandabschnitte mit mittlerem und hohem Potenzial der 

Treibselentstehung, von denen mindestens zwei Vorlandabschnitte ein hohes 

Potenzial aufweisen und 

im Mittel mindestens mäßig viel Treibselanlandung nach den Sturmfluten 2006/2007 

aufweisen, 

Die Abbildung 51 zeigt, dass sich nach dieser Definition elf „Schwerpunktbereiche“ 

ausmachen lassen. Der größte „Schwerpunktbereich“ befindet sich im Bereich des 

Weserästuars. Hier kommen alle Faktoren, die einen „Schwerpunktbereich“ bedingen, 

zusammen: große Vorlandflächen, hohe stehende Biomasse im Herbst und vergleichsweise 

hohe Strömungsintensitäten (vertiefter Ästuarunterlauf). Zwar ist der Treibselanfall an der 

linken Weserdeichlinie für ausgedehnte Deichstrecken gering, aber - wie unter Kapitel 

7.2.2.3 erläutert - werden in den Ästuaren die Vorländer beider Uferseiten bei der 

Ausweisung von Schwerpunktbereichen als Gesamtheit betrachtet. Da in dem als 



Schwerpunktbereich markierten Weserabschnitt mindestens auf einer Weserseite 

Vorlandbereiche mit hohem Potenzial der Treibselentstehung und im Mittel mindestens 

mäßig viel Treibselanlandung nach den Sturmfluten 2006/2007 aufweisen, wurde dieser 

Abschnitt im Gesamten als Schwerpunktbereich ausgewiesen. 

Überwiegende Vorlandbereiche des Jadebusens – mit Ausnahme der westlichen Bucht – 

sind ebenfalls als „Schwerpunktbereich“ einzustufen. Wie auch bei dem zuvor genannten 

„Schwerpunktbereich“ im Weserästuar sind auch hier die drei Faktoren große 

Vorlandflächen, hohe stehende Biomasse im Herbst und vergleichsweise hohe 

Strömungsintensitäten (bedingt durch Lage und Form der Bucht) entscheidend. Gleiches trifft 

auch für den „Schwerpunktbereich“ in der Leybucht zu. 

Die Lage sämtlicher „Schwerpunktbereiche“ ist Abbildung 51 zu entnehmen. 



Abbildung 51: Potenzial der Treibselentstehung von Vorlandabschnitten, Mittelwerte des 

Treibselanfalls nach den Novemberfluten der Jahre 2006 und 2007 und „Treibsel- 

Schwerpunktbereiche“ 




Für Vorlandflächen des gesamten Betrachtungsraumes konnte eine Unterteilung in 

untereinander vergleichbare Abschnitte und eine Einstufung dieser Vorlandabschnitte 

hinsichtlich des Potenzials der Treibselentstehung vorgenommen werden. Auf Grundlage 

eines Abgleichs des Potenzials der Treibselentstehung von Vorlandbereichen und dem 

tatsächlichen Treibselanfall nach den Sturmfluten der Jahre 2006 und 2007 an den 

entsprechenden Deichstrecken konnten 11 „Schwerpunktbereiche“ abgeleitet werden. Diese 

„Schwerpunktbereiche“ zeigen auf, in welchen Bereichen ein Management zur 

Treibselreduzierung am erforderlichsten und effektivsten wäre. Vorlandbereiche mit hoher 

stehender Biomasse im Herbst stellen generell ein hohes Potenzial der Treibselentstehung 

dar. Welcher Anteil der Biomasse bei einer Sturmflut jedoch tatsächlich als Treibsel aus den 

Vorländern ausgetragen wird, hängt von vielen Faktoren (u.a. Vegetationsbestand, 

Vegetationsstruktur, Höhenlage, Exposition, Windrichtung) ab und kann in einem derart 

dynamischen System kaum prognostiziert werden. Daher wurde hier der allgemeine Ansatz, 

hohe stehende Biomasse im Herbst gleich hohes Potenzial der Treibselentstehung, gewählt. 

Die Ausweisung von „Schwerpunktbereichen“ basiert auf einem halbsystematischen Ansatz 

(Kapitel 7.2.2). Durch diese Methode wird bis zu einem gewissen Grad gewährleistet, dass 

für alle Vorlandbereiche des Betrachtungsraumes eine vergleichbare Auswertung hinsichtlich 

der Schwere der Treibselproblematik (viel Treibselentstehung und –anfall) erfolgt. Die 

Bildung von 2 km langen Deichabschnitten, die als Auswertungsgrundlage diente, wurde 

vorgenommen, um großräumige „Schwerpunktbereiche“ darzustellen, da insbesondere diese 

Bereiche für ein Treibsel-Management in Betracht kommen. Kleinräumige Bereiche mit viel 

Treibselentstehung und –anfall, die für die betroffenen Deichverbände durchaus ein Problem 

hinsichtlich des Küstenschutzes und Deichunterhaltung darstellen können, werden bei 

diesem Bewertungsansatz nicht als „Schwerpunktbereich“ - im Sinne von großräumigen 

Treibselproblembereichen - betrachtet. Management-Optionen zur Treibselreduzierung sind 

selbstverständlich auch hier in Betracht zu ziehen. 

Die Grenzen der Vorlandabschnitte, die sich durch die einheitlichen 2 km langen Abschnitte 

ergeben, orientieren sich folglich nicht an naturräumlichen Gegebenheiten. So grenzt 

mitunter ein Vorlandabschnitt mit geringem Potenzial der Treibselentstehung an einen mit 

hohem Potenzial, wobei die Grenze durch einen Vorlandbereich verläuft, der - kleinräumig 

betrachtet - ein vergleichbares Potenzial der Treibselentstehung aufweist. Hinsichtlich der 

Fragestellung dieses Forschungsvorhabens, großräumige „Schwerpunktbereiche“ für die 

gesamte niedersächsische Küste und der Ästuare Ems, Elbe und Weser mit insgesamt rund 

610 km Deichlinie aufzuzeigen, sind diese Details jedoch unerheblich. 

7.3 MANAGEMENT-OPTIONEN 


Aufgabenstellung des Teilprojektes 1B ist u.a. die Entwicklung von Management-Optionen 

zur Treibselreduzierung. In diesem Kapitel werden die Management-Optionen wertfrei 

dargestellt, die im Rahmen dieses Projektes erarbeitet wurden und als treibselreduzierende 



Maßnahme für Vorländer der niedersächsischen Festlandsküste und Ästuare grundsätzlich 

in Betracht kommen. 


Als mögliche Management-Option wurden zunächst alle derzeit praktizierten Maßnahmen 

berücksichtigt (z.B. Beweidung mit 0,5-1,5 Rindern pro Hektar, Mahd im Sommer, Röhricht- 

Mahd im Winter), um diese hinsichtlich ihrer Effizienz zur Treibselreduzierung zu betrachten 

und einer naturschutzfachlichen Bewertung zu unterziehen. Des Weiteren wurden 

Management-Optionen einbezogen, die derzeit nicht praktiziert werden, aber immer wieder 

von verschiedenen Interessensvertretern zur Diskussion gestellt werden (wie z.B. 

Beweidung mit mehr als 1,5 Rindern pro Hektar oder intensive Schafbeweidung), um hier 

eine wissenschaftliche Diskussionsgrundlage und Entscheidungshilfe vorlegen zu können. 

Es wurden auch Management-Optionen betrachtet, deren Praktikabilität derzeit nicht 

endgültig geklärt ist, die aber möglicherweise in naher Zukunft in Betracht gezogen werden 

können. Hierunter sind die Management-Optionen zu verstehen, bei denen eine 

energetische Verwendung von Vorlandsubtraten vorgesehen wird, auch wenn verschiedene 

Aspekte (Verwendbarkeit des Substrates, Erfordernisse an das Substrat, Menge und 

Verfügbarkeit) noch zu klären sind. Da bereits bei den Landkreisen erste Anfragen vorliegen 

und Forschungsarbeiten zu diesen Fragestellungen laufen, ist die Realisierung nicht 

auszuschließen. Um aktuellen Entwicklungen Rechnung zu tragen, scheint eine Bewertung 

dieser Management-Optionen ebenfalls erforderlich. 

Die bisher erwähnten Management-Optionen unterliegen ausnahmslos einer Landnutzung. 

Es werden aber auch Management-Optionen betrachtet, die nicht auf einer 

landwirtschaftlichen Bewirtschaftung basieren, sondern auf natürlichen Prozessen beruhen. 

Auf Grundlage der im Teilprojekt 2 (Kapitel 5) gewonnenen Erkenntnisse über die 

Zusammenhänge von Produktivität und Standorteigenschaften sowie auf Grundlage von 

weiteren Praxis- und Forschungsarbeiten wurden Management-Optionen entwickelt, bei 

denen eine Biomassereduzierung über Änderungen des hydrologischen Systems oder 

„Prozessschutz“ erfolgen soll. 

Somit setzt sich die Gesamtheit der hier aufgeführten Management-Optionen aus solchen 

zusammen, die 

derzeit praktiziert werden, 

häufig im Zusammenhang mit „Treibselreduzierung“ zur Diskussion gestellten 

werden, 

zukünftig möglich erscheinen, aber deren Realisierbarkeit noch nicht endgültig geklärt 

ist, 

auf natürlichen Prozessen, wie Änderung des hydrologischen Systems oder 

Prozessschutz, beruhen. 

Die Management-Optionen wurden auf Grundlage von Kenntnissen bereits angewendeter 

Landnutzungen, der in den Teilprojekten gewonnenen Erkenntnisse, Fachgesprächen 



innerhalb und außerhalb des projektbegleitenden Ausschusses sowie von geplanten oder 

umgesetzten Vorhaben im Rahmen anderer Projekte erarbeitet. 

Grundsätzlich sind die Management-Optionen zwei Strategien zuzuordnen: Management- 

Optionen, bei denen die Biomassereduzierung 

durch eine Landnutzung bedingt ist (Strategie „Kultureinfluss“), 

auf natürlichen Prozessen beruht (Strategie „Natürliche Dynamik“). 

Im Rahmen dieses Forschungsvorhabens sind die oben genannten Strategien wie folgt 

definiert: 

Strategie „Natürliche Dynamik“ 

Das Grundmotiv der Strategie „Natürliche Dynamik“ sieht eine Entwicklung auf Grundlage 

natürlicher Prozesse bei möglichst geringem anthropogenen Einfluss vor. Dies bedeutet im 

Wesentlichen das Fehlen (momentaner) menschlicher Nutzung sowie einen hohen Grad 

natürlicher Selbstorganisation. Es ist normativ abgesichert durch die FFH-Richtlinie 

(FFH-RL) und das BNatSchG und im Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer über 

§ 2 (1) des Nationalparkgesetzes. Die Deicherhaltung gemäß NDG (§ 5) ist dabei 

sicherzustellen. 

Strategie „Kultureinfluss“ 

Unter Berücksichtigung der Erhaltung der besonderen Eigenart von Natur und Landschaft 

sowie deren Funktionalität soll hier ordnungsgemäße landwirtschaftliche Bodennutzung im 

Sinne des NWattNPG bzw. der entsprechenden Schutzgebietsverordungen durchgeführt 

werden. Hierunter sind auch Bodennutzungen zu verstehen, die über pflegende Maßnahmen 

im naturschutzfachlichen Sinne hinausgehen und wirtschaftliche Aspekte berücksichtigen. 

Ob eine Beweidung als extensiv bezeichnet werden kann, ist weniger an der absoluten Zahl 

der Tiere pro Flächeneinheit festzumachen als vielmehr standortbezogen an den 

Auswirkungen der Beweidung auf die Vegetation. BAKKER et al. (2005: 169) verwenden 

deshalb folgende Definitionen, auf die sich auch die folgenden Ausführungen zur 

Nutzungsintensität beziehen: 

extensive Beweidung: Muster von Bereichen kurzer und hoher Vegetation, 

intensive Beweidung: durchgängig kurze Vegetationsdecke. 


Insgesamt wurden 15 Management-Optionen als biomassereduzierende Strategien - und 

damit auch potenziell treibselreduzierend - herausgearbeitet. Davon wird bei 10 

Management-Optionen die Biomassereduzierung durch Landnutzungsstrategien erreicht, 5 



entfallen auf Management-Optionen, bei denen die Biomassereduzierung auf natürlichen 

Prozessen beruht (Tabelle 54). Dieser Tabelle ist auch zu entnehmen, für welche 

Vorlandbereiche (Festland, Ästuar) die Management-Optionen vorzusehen sind, auf welchen 

Vegetationseinheiten diese biomassereduzierend wirken und eine Prognose der 

Biomassereduzierung in Prozent (im Vergleich zu brachliegenden Flächen). 


Management zur Treibselreduzierung 

Management-Typ Management-Option 

Management-Optionen, bei denen die Biomassereduzierung durch Landnutzung bedingt ist (Strategie Kultureinfluss) 

Beweidung 

(ausgehend von einer Beweidung bis in 

den Herbst) 

Mahd 


Ästuare 

Beweidung mit 0,5 - 1,0 Rindern/ha x x • x x x x - x x • 20 20 25 10 -100 40 50 

Beweidung mit 1,5 Rindern/ha x x • x x x x x x x • 70 70 25 30 90 75 75 

Beweidung mit Rindern 2 - 3 Rindern/ha** x x • x x x x x x x • 90 90 70 50 90 90 90 

Beweidung mit < 3 Schafen/ha x x • x x x x - x x • 20 20 25 10 -100 40 50 

Beweidung mit 3 - 6 Schafen/ha** x x • x x x x x x x • 90 90 80 90 90 90 90 

Salzwiesen-Mahd bis August/September 

(landw. Verwendung des Mahdguts) 

Salzwiesen-Mahd bis September/Oktober 

(landwirtschaftliche oder energetische Verwendung des Mahdguts) 

Pionierzone 

Untere Salzwiese 

Halimione 

Obere Salzwiese 

Quecke 

Grünland 

Schilf 

Sonstiges Röhricht 

x x • x x x x x x x • 40 40 25 40 60 70 40 

x x • x x x x x x x • 90 90 80 90 90 80 90 

Röhricht-Mahd Winter (Verwendung des Mahdguts zur Dachdeckung) - x • • • • • • - • • • • • • • 0 • 

Röhricht-Mahd (energetische Verwendung des Mahdguts) - x • • • • • • x x • • • • • • 70-90 70-90 

Schlegeln/Mulchen Schlegeln/Mulchen (Spätsommer/Herbst) x x • x x x x x • x • 10 10 10 5 10 • 10 

Management-Option, bei denen Biomassereduzierung auf natürlichen Prozessen beruht (Strategie Natürliche Dynamik) 

Erhöhung des Wasser- und 

Salzeinflusses 

"Prozessschutz" 

Weiden-Auwaldentwicklung 

Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses 

durch Änderung des hydrologischen Systems und Wassereinstau 

Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses 

durch Bodenabtrag 

"passiver Prozessschutz" 

(Nutzungsaufgabe, Aufgabe der Unterhaltung von Entwässerungssystemen) 

"aktiver Prozessschutz" 

(Nutzungsaufgabe, Verfüllung von Entwässerungsgräben) 

Auwaldanpflanzung zur Treibselvermeidung (Dämpfung der Strömungsenergie, 

Biomassereduzierung) und Treibselfänger (Treibsel wird vor dem Deichfuß 

abgefangen) 

Eignung Effektivität zur Treibselreduzierung 

bei Anwendung auf die Vegetationseinheit … 

x x x x x x x - - - 80 50 50 50 50 -200 0 -100 

x x x x x x x - - - 100 80 70 30 50 -200 0 -100 

x x - x x x x - - - 0 30 20 20 20 -200 0 -100 

x x - x x x x - - - 0 30 20 50 30 -200 0 -100 

- x • • • • • • x x • • • • • • 30 30 

*: ausgehend von einem vorherigen Brachestadium, Zeitpunkt Herbst, Prognose beruht auf den Ergebnissen des Teilprojektes 2 (Verweis Kapitel 5), **: innerhalb der Brutsaison Beweidung mit < 2 Rindern bzw. 3 Schafen/ha 

x : trifft zu; - : trifft nicht zu; • : keine Bewertung; (x): trifft zu, sofern dauerhafte Pflege vorgesehen wird 

Tabelle 54: Management-Optionen zur Treibselreduzierung mit Angabe der prognostizierten Biomassereduzierung 

Pionierzone 

Untere Salzwiese 

Biomassereduzierung [%] 

bei Anwendung auf die Vegetationseinheit… * 

Halimione 

Obere Salzwiese 

Quecke 

Grünland 

Schilf 

Sonstiges Röhricht


Nachfolgend werden alle in der Tabelle 54 aufgeführten Management-Optionen erläutert. Es 

erschließt sich von selbst, dass die jeweiligen Management-Optionen nur an dafür 

geeigneten Standorten anwendbar sind. So ist zum Beispiel der Management-Typ 

„Erhöhung des Salzeinflusses und der Überflutungshäufigkeit bzw. –dauer“ in der 

Pionierzone oder „Prozessschutz“ auf Quecken-Rasen wenig zielführend. 

Management-Optionen, bei denen die Biomassereduzierung durch eine Landnutzung 

bedingt ist (Strategie Kultureinfluss) 

Management-Typ: Beweidung 

Für alle Management-Optionen der Kategorie „Beweidung“ ist eine Entwässerung der 

Flächen erforderlich. Begrüppung führt zu einer beschleunigten Bodenentwicklung (kürzere 

Verweildauer des Wassers, stärkeres Abtrocknen des Bodens, schnellere Bodenentwicklung 

durch erhöhte Bodendurchlüftung), die wiederum zu einer beschleunigten Sukzession der 

Vegetation führt (ERCHINGER et al. 1994, FÜHRBÖTER et al. 1992). Dies bedeutet einen 

schnelleren Übergang der Vegetation zu den Beständen der oberen Salzwiese und somit 

letztlich auch ein früheres Auftreten von artenarmen, biomassereichen Dominanzbeständen. 

Daher sollte das Ausmaß der Entwässerung nach Möglichkeit auf ein Minimum reduziert 

werden, wobei natürlich die Deichfußentwässerung gewährleistet bleiben muss. 

Die Management-Optionen „Beweidung mit x Rindern pro Hektar“ können alternativ auch 

durch Beweidungen mit Pferden erfolgen. Hierbei sind allerdings etwas geringere 

Beweidungsintensitäten anzusetzen, da Pferde aktiver sind und somit mehr Vertritt 

verursachen. 

Grundsätzlich sollten für die Vorlandbeweidung vorzugsweise Alttiere von mind. 2 Jahren 

vorgesehen werden, da diese im Vergleich zu Jungtieren weniger aktiv sind und sich ruhiger 

verhalten. Dadurch wird weniger Tritt verursacht und die Gefahr, dass Brutgelege zerstört 

werden, wird verringert. Zudem wird durch die Beweidung mit ausgewachsenen Tieren das 

Verhältnis „hohe Biomasseentnahme – wenig Tritt“ optimiert. Nachfolgende Management- 

Optionen des Typs „Beweidung“ gehen von der Beweidung mit Alttieren aus. 

Die Angaben der Tierzahlen bei den Beweidungsintensitäten sind nicht als absolute Zahlen 

zu verstehen, da sich diese je nach Standorteigenschaften sehr unterschiedlich auswirkten 

können. So stellt beispielsweise eine Beweidung mit 1,5 Rindern/ha in einer unteren 

Salzwiese eine höhere Intensität der Beweidung dar als in der oberen Salzwiese, da der 

feuchtere Boden weniger Tritt verträgt und weniger Biomasse verfügbar ist. Daher ist 

weniger die Tierzahl als vielmehr die Ausprägung der Vegetationsstruktur, welche durch die 

Beweidung entsteht, entscheidend. 

Bei hohen Beweidungsintensitäten auf großflächigen Vorlandbereichen kann die Anzahl der 

erforderlichen Weidetiere sehr groß sein. In diesem Fall ist die Herde ggf. in kleinere 

Einzelherden aufzuteilen. 



Beweidung mit 0,5 – 1,0 Rindern pro Hektar 

Eine Beweidung mit 0,5 – 1,0 Rindern pro Hektar erfolgt derzeit auf knapp 8 % Prozent 

der Vorlandflächen des Betrachtungsraumes. Sie stellt eine sehr extensive Landnutzung 

dar, welche eine strukturell heterogene Vegetationsausprägung, Muster von Bereichen 

kurzer und hoher Vegetation, bedingt, wobei Bereiche niedriger Vegetation 

- insbesondere bei einer Beweidungsintensität von 0,5 Rindern/ha - nur sehr kleinflächig 

ausgeprägt sind. Von Flächenanteilen mit kurzer Vegetation bzw. einem geringen Verbiss 

profitieren einige der wertgebenden Tier- und Pflanzenarten der Natura 2000 Gebiete 

(Richtlinie 92/43/EWG Anhang IV, 79/409EWG Anhang I), so dass diese Management- 

Option vorrangig aus Artenschutzgründen durchgeführt wird. 

Beweidung mit 1,5 Rindern pro Hektar 

Eine Beweidung mit einer Intensität von 1,5 Rindern pro Hektar wird derzeit auf den 

Vorlandflächen der Festlandsküste angewendet und macht nur 0,2 % der Vorlandfläche 

des gesamten Betrachtungsraumes aus. Bei dieser Beweidungsintensität prägt sich eine 

Vegetationsstruktur mit sowohl kleinräumig durchgängig kurzen Vegetationsdecken (meist 

Vegetationsbestände, die von den Weidetieren bevorzugt werden) neben hochwüchsigen 

Bereichen (Vegetationsbestände, die von den Weidetieren gemieden werden, wie z.B. 

Quecken-Rasen), die weniger intensiv beweidet werden aus. Demzufolge ist diese 

Beweidungsintensität einer extensiven Beweidung (im Sinne von BAKKER et al. (2005)) 

zuzurechnen. 

Beweidung mit 2,0-3,0 Rindern pro Hektar 

Eine Beweidung mit 2,0-3,0 Rindern pro Hektar wird im Betrachtungsraum derzeit nicht 

praktiziert. Auf Teilflächen kann durch selektives Grasen der Rinder eine derart hohe 

Beweidung entstehen, obwohl die Gesamtbeweidung nur bei 1,5 Rindern pro Hektar liegt. 

Allerdings machen diese intensiv befressenen Flächen nur einen sehr kleinen Teil einer 

Weide aus. Bei einer Beweidungsintensität von 2-3 Rindern pro Hektar wäre der 

Beweidungsdruck bereits derart hoch, dass nahezu alle Vegetationsbestände 

abgefressen werden und daraus eine durchgängige kurze Vegetationsdecke resultiert und 

somit eine intensive Beweidung vorliegt. 

Durch eine intensive Beweidung kommt es neben der vollständigen Veränderung der 

Vegetationsstruktur zu einer sehr starken Störung der Brutvögel durch die Weidetiere, die 

zu deutlich erhöhtem Stress der Brutvögel führen kann. Zudem wäre ein direkter 

Gelegeverlust aufgrund des starken Viehtritts wahrscheinlich. Eine derartige Störung der 

Bruthabitate wäre mit den Zielen des Nationalparks nicht vereinbar, weshalb für die 

Brutsaison die Beweidungsintensität auf höchstens 1,5 Rinder/ha vermindert werden 

muss. Sofern Arten gefördert werden sollen, die eine heterogene Struktur als Bruthabitat 

präferieren, ist die Beweidungsintensität entsprechend frühzeitig zu mindern. Nach dem 

Brutzeitraum ist die Beweidungsintensität wieder auf 2 – 3 Rinder/ha zu erhöhen, um die 

stehende Biomasse bis zur Strumflutsaison deutlich zu minimieren. 



Hinsichtlich der Auswirkungen auf die Brutvögel ergeben sich durch eine temporär hohe 

Beweidungsintensität zwei Vorteile: zum einen werden die direkten negativen 

Auswirkungen des Beweidungseinflusses auf die Brutvögel während der Brutsaison 

reduziert, zum anderen können Quecken-Rasen durch die intensive Beweidung 

zugunsten stärker präferierter Vegetationstypen verdrängt werden. 

Diese Management-Option wird als effektive treibselreduzierende Maßnahme häufig zur 

Diskussion gestellt. Um das Maß der Biomassereduzierung und die naturschutzfachlichen 

Auswirkungen bewerten zu können, wird diese Management-Option hier berücksichtigt. 

Beweidung mit < 3 Schafen pro Hektar "extensiv" 

Eine Beweidung mit höchstens 2 Schafen pro Hektar, die als extensive Beweidung 

(resultierende Vegetationsstruktur: Muster von Bereichen kurzer und hoher Vegetation) 

angesehen werden kann (SEIBERLING ET AL. 2009), findet im Betrachtungsraum nach den 

vorliegenden Nutzungsdaten auf gut 0,4 % der Vorlandflächen statt. Die extensive 

Beweidung mit Schafen ist auch auf größeren Flächen denkbar und wird daher als 

Management-Option betrachtet. 

Beweidung mit 3-6 Schafen pro Hektar "intensiv" 

Eine Beweidung mit 3 bis 6 Schafen pro Hektar kann als intensive Beweidung 

(resultierende Vegetationsstruktur: durchgängig kurze Vegetationsdecke) angesehen 

werden (SEIBERLING ET AL. 2009) und findet im Betrachtungsraum derzeit auf knapp 0,3 % 

der Vorlandflächen des Betrachtungsraumes statt. 

Die unter der Management-Option „Beweidung mit 2 – 3 Rindern/ha“ beschriebenen 

Auswirkungen einer intensiven Beweidung gelten auch für eine intensive 

Schafbeweidung. Daher ist auch bei dieser Management-Option für den Zeitraum der 

Brutsaison die Beweidungsintensität auf höchstens 2 Schafe/ha zu vermindern. Sofern 

Arten gefördert werden sollen, die eine heterogene Struktur als Bruthabitat präferieren, ist 

die Beweidungsintensität entsprechend frühzeitig zu mindern. Nach dem Brutzeitraum ist 

die Beweidungsintensität wieder auf 3 – 6 Schafe/ha zu erhöhen, um die stehende 

Biomasse bis zur Strumflutsaison wieder zu minimieren. 

Da diese Management-Option - wie auch die intensive Beweidung mit Rindern oder 

Pferden - als effektive treibselreduzierende Maßnahme diskutiert wird, soll diese 

Management-Option hier betrachtet werden, um das Maß der Biomassereduzierung und 

die naturschutzfachlichen Auswirkungen zu bewerten. 

Management-Typ: Mahd 

Für die Management-Optionen der Kategorie „Mahd“ auf Salzwiesen ist, wie auch bei der 

Beweidung, in der Regel eine Entwässerung der Flächen erforderlich. Da die Auswirkungen 

der für die Mahd notwendigen Begrüppung denen der Begrüppung für die Beweidung 

entsprechen, sollte diese ebenfalls auf ein Mindestmaß reduziert werden. 



Eine Röhricht-Mahd zum Zweck der Treibselreduzierung sollte nach Möglichkeit jährlich 

durchgeführt werden, da die Produktivität von Schilf durch eine Mahd zunimmt (vgl. Kapitel 

5.2.3.4). Zugleich verliert das Schilf an Widerstandsfähigkeit gegenüber Frost, Wellenschlag 

oder Eisschur, da die Halme dünner und weniger steif sind (BJÖRNDAHL, 1985; OSTENDORP, 

1987; VALKAMA et al., 2008). Dadurch steigt die Wahrscheinlichkeit, dass bei mechanischer 

Belastung Pflanzenmaterial abgetragen und somit Treibselmaterial freigesetzt wird. 

Salzwiesen-Mahd bis August/September (landwirtschaftliche Verwendung des Mahdguts) 

Salzwiesen-Mahd findet derzeit auf den Vorländern der Festlandsküste und den Ästuaren 

auf etwa 13 % der Vorländer des gesamten Betrachtungsraumes statt. Teilweise werden 

diese Flächen mit Rindern, Pferden oder Schafen nachbeweidet. Das Mahdgut dient vor 

allem der Heu-, Heulage- und Silagegewinnung. Vereinzelt wird eine Mahd auch dazu 

genutzt, um die Vegetation in einen für die Weidetiere attraktiveren Zustand zu versetzen, 

oder um Schneisen niedriger Vegetation bis zur Vorlandkante zu schaffen, die von den 

Tieren genutzt werden. Meist erfolgt die Mahdnutzung einschürig im Juli oder August. 

Teilweise wird auch eine zweite Mahd, meist im September, durchgeführt. 

Aus treibselreduzierender Sicht sollte die Mahd möglichst spät erfolgen, da der Aufwuchs 

nach einer einmaligen Mahd im Juli bis zur Sturmflutsaison erheblich ist. Da hier aber 

landwirtschaftliche Interessen (Verwendung des Mahdguts als möglichst hochwertiges 

Futter) berücksichtigt werden, richtet sich der Mahdzeitpunkt überwiegend nach den 

Wetterverhältnissen, wodurch eine Mahd bis in den August/September nicht immer 

möglich ist. 

Salzwiesen-Mahd bis September/Oktober (energetische/landwirtschaftliche Verwendung) 

Der wesentliche Unterschied dieser Management-Option zur Salzwiesen-Mahd möglichst 

bis August/September ist der Mahdzeitpunkt der letzten Mahd. Diese sollte, sofern dies 

die Wetterverhältnisse erlauben, möglichst im September/Oktober erfolgen, so dass auf 

den Flächen bis zur Sturmflutsaison nur noch wenig Biomasse aufwachsen kann. Ob 

hierbei eine ein- oder mehrschürige Mahd erfolgt und für welche Zwecke das Mahdgut 

verwendet wird, ist zunächst unerheblich. Neben einer landwirtschaftlichen Verwendung 

(zumindest des 1. Schnittes, ggf. auch des 2. Schnittes) ist eine energetische 

Verwendung des Mahdguts (als nachwachsender Rohstoff, als Neben-, ggf. sogar 

Hauptsubstrat) denkbar. Auch wenn die für die Bioenergiegewinnung erforderliche 

Infrastruktur (Biogasanlagen, Verfügbarkeit von Co-Substraten, Lagerungskapazitäten, 

Wärmenutzungskonzept) bzw. Gesamtkonzepte derzeit weitestgehend nicht vorhanden 

sind, gibt es bereits zahlreiche Ansätze der Bioenergiegewinnung im Küstenraum im 

allgemeinen und speziell auch für die Verwendung von salzhaltigen Substraten, so dass 

diese Management-Option im Rahmen dieses Projektes nicht unberücksichtigt bleiben 

soll. 



Sofern weder eine landwirtschaftliche noch eine energetische Verwendung möglich ist, 

kann eine Nachweide eine Alternative darstellen, welche abhängig von der Wetterlage bis 

Mitte/Ende September erfolgen kann. 

Röhricht-Mahd im Winter (Verwendung für Dachdeckung) 

Eine Röhricht-Mahd, bei der das Mahdgut zum Zweck der Dachdeckung verwendet wird, 

wird derzeit vor allem im Weserästuar praktiziert. Sie macht nach den vorliegenden 

Nutzungsdaten weniger als 1 % der Ästuar-Vorlandflächen und knapp 3 % der Ästuar- 

Röhrichte aus. Um das Mahdgut für die Dachdeckung verwenden zu können und auch 

aus Gründen der Zugänglichkeit der Röhrichtflächen zur Mahd, wird die Mahd nach den 

ersten Frösten, also in der Regel im Januar/Februar, durchgeführt. Diese Maßnahme wirkt 

nur dann treibselreduzierend, wenn die erste Sturmflut der Saison nach der Röhricht- 

Mahd erfolgt. Häufig treten die ersten Sturmfluten aber bereits im Herbst ein, so dass 

diese Maßnahme nur sehr bedingt als treibselreduzierend betrachtet werden kann. Die 

Biomassereduzierung dieser Management-Option ist in der Tabelle 54 mit 0 % 

angegeben, da hier der Zustand zum Zeitpunkt Herbst betrachtet wurde, also noch keine 

Mahd erfolgt ist. 

Röhricht-Mahd im Herbst (energetische Verwendung) 

Der Unterschied dieser Management-Option zur Röhricht-Mahd im Winter ist wiederum 

der Mahdzeitpunkt. Um die Biomasse vor der Sturmflutsaison aus den Vorlandflächen zu 

entfernen, ist hier eine Mahd im September/Oktober vorgesehen. Da zu diesem Zeitpunkt 

die Vorlandflächen nicht gefroren sind und damit die Zugänglichkeit der Röhrichte 

erschwert ist, sind hierfür geeignete Mähgeräte erforderlich. Das Mahdgut ist nicht für die 

Dachdeckung geeignet, da die Halme noch nicht vollständig abgestorben sind und somit 

die erforderliche Widerstandsfähigkeit des Erntegutes nicht gegeben ist. Eine 

Verwendung als Substrat für Biogasanlagen oder für eine thermische Verwertung wäre 

allerdings denkbar; Anfragen diesbezüglich sind beim LK Wesermarsch bereits 

eingegangen (mündliche Auskunft Landkreis Wesermarsch). 

Management-Typ: Schlegeln/Mulchen 

Auf Initiative des Niedersächsischen Umweltministeriums (MU) wurden im Spätsommer 2008 

im Verbandsgebiet des II. Oldenburgischen Deichbandes bislang ungenutzte Salzwiesen mit 

dem Ziel der Treibselreduzierung geschlegelt (d.h. Mahd, grobe Zerkleinerung und Verbleib 

des Schlegelguts auf der Fläche). Daher soll diese Management-Option auch im Rahmen 

dieses Forschungsvorhabens betrachtet werden. Zwischen der NLP-V und dem Deichband 

wurde die Durchführung eines mehrjährigen Monitorings vereinbart. Ein Abschlussbericht ist 

für das Jahr 2013 vorgesehen. 



Schlegeln/Mulchen 

Mit einem Schlegelmäher wird die Vegetation bis etwa 10 cm über Geländeniveau 

abgemäht. Das Schlegelgut besteht aus ca. etwa 5-10 cm langen, klein gehäckselten 

Pflanzenbestandteilen, die nicht abgeräumt werden, sondern auf der Fläche verbleiben. 

Ein früher Mahdzeitpunkt ermöglicht eine weitreichende Mineralisierung des 

Schlegelgutes, allerdings ist die Zerkleinerung des Pflanzenmaterials aufgrund des 

geringen Verholzungsgrades schwierig und die Menge der nachwachsenden Biomasse 

kann erheblich sein. Ein später Schlegelzeitpunkt kann hingegen bei sehr frühen 

Sturmfluten zu erheblichen Treibselmengen am Deich führen, da das unmineralisierte 

Schlegelgut leicht aufschwemmt und verdriftet wird. Der ideale Schlegelzeitpunkt soll im 

Rahmen des oben genannten Monitorings ermittelt werden. 

Alternativ zum Schlegeln ist auch ein Mulchen des Pflanzenmaterials denkbar. Hierbei 

werden die Pflanzenteile deutlich stärker zerkleinert. Die Problematik hinsichtlich des 

günstigsten Zeitpunktes verhält sich beim Mulchen ähnlich wie beim Schlegeln. 

Durch ein spätes Mulchen, wodurch bereits verholzte Pflanzenteile leichter bzw. feiner zu 

zerkleinern sind, werden Prozesse der Zersetzung und Mineralisierung beschleunigt, 

allerdings besteht auch hier die Gefahr von hohen Treibselanlandungen. Erste 

Erfahrungen der Management-Optionen werden in Kapitel 7.3.4 erläutert. 


beruht (Strategie Natürliche Dynamik) 

Bei allen Management-Optionen dieser Kategorie hat die Deichfußentwässerung höchste 

Priorität und ist bei jeder Planung zu berücksichtigen. Bei der Anwendung des Management- 

Typs „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses“ oder „Prozessschutz“ ist ein 

Mindestabstand zum Deichkörper von 100 m einzuhalten. Für diese deichparallelen 

Vorlandstreifen sind die oben genannten Landnutzungs-Management-Optionen denkbar. 

Zudem muss eine deichparallele Entwässerung gewährleistet sein, welche unabhängig von 

dem hydrologischen System der seewärts gelegenen Flächen funktioniert. 

Management-Typ: Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses 

Bei den Management-Optionen des Typs „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses“ wird 

eine Reduzierung der Biomassemenge durch eine Erhöhung der Überflutungshäufigkeit bzw. 

-dauer und somit des Salzeinflusses erreicht. Die Ergebnisse des Teilprojektes 2 (Kapitel 

5.2.3.2) haben diese Zusammenhänge dargelegt. Dieser Management-Typ sollte vor allem in 

Bereichen der oberen Salzwiese Anwendung finden, da hier eine natürliche Dynamik 

aufgrund von Entwässerungsmaßnahmen nur noch gering ausgeprägt ist. 

Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung des hydrologischen Systems 

Weite Bereiche der Vorlandflächen sind durch ausgedehnte anthropogene 

Entwässerungssysteme geprägt. Dies gilt auch für ehemals genutzte Flächen, die bereits 



seit langer Zeit brachgefallen sind, da sich das Entwässerungssystem über lange 

Zeiträume erhält. Die mittelbaren Folgen sind u.a. eine beschleunigte Sukzession und 

damit eine Förderung der Dominanzen von Arten, die das Ende der Sukzessionsreihen 

darstellen und eine besonders hohe Produktivität zeigen (Quecke Elytrigia spp.) (CROOKS 

et al. 2002). Um dieser Entwicklung entgegenzuwirken, ist eine Änderung des 

hydrologischen Systems, mit dem Ziel der Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses, 

erforderlich. Die erfolgreiche Umsetzung dieser Maßnahme bedarf einer sorgfältigen, 

standortspezifischen Planung. Möglichkeiten der Änderung des hydrologischen Systems 

und des Wassereinstaus sind z.B. Umfunktionierung der Entwässerungssysteme zu 

Bewässerungssystemen (immer unter Berücksichtigung der Deichfußentwässerung), 

Anbindung von Senken an das Bewässerungssystem, gezielte Bodenumlagerungen zur 

Lenkung des Abfluss- bzw. Zuflussregimes. 

Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Bodenabtrag 

In hoch gelegenen Vorlandbereichen, in denen die Flächen nur noch einige Male im Jahr 

überflutet werden, wodurch der Wasser- und Salzeinfluss entsprechend gering ist und 

sich infolgedessen großflächige Quecken-Rasen ausdehnen können, ist ein flächenhafter 

Bodenabtrag eine mögliche Management-Option. Durch den Bodenabtrag wird zum einen 

der Dominanzbestand mitsamt dem überwiegenden Anteil der Rhizome entfernt und 

gleichzeitig ein Höhenniveau geschaffen, welches eine deutliche Erhöhung der 

Überflutungshäufigkeit/–dauer und somit des Salzeinflusses bedingt und dadurch einer 

erneuten Ausbreitung der Quecke entgegenwirkt. Anstelle dessen würden sich abhängig 

von der neu geschaffenen Höhenlage naturnähere Gesellschaften der unteren Salzwiese 

(ggf. auch der Pionierzone und der oberen Salzwiese) entwickeln, die weniger produktiv 

sind. 

Diese Management-Option ist ausschließlich für Bereiche mit vergleichsweise geringer 

naturschutzfachlicher Wertigkeit vorzusehen (großflächige Quecken-Dominanzbestände), 

da nur in diesen Bereichen von einer deutlichen naturschutzfachlichen Wertsteigerung 

ausgegangen werden kann. Nur die Annahme einer deutlichen Verbesserung der 

naturschutzfachlichen Wertigkeit kann eine flächenhafte Veränderung der Boden- und 

Vegetationsstrukturen in den Salzwiesen rechtfertigen. 

Management-Typ: „Prozessschutz“ 

Ein biomassereduzierender Effekt wird bei den Management-Optionen des Management- 

Typs „Prozessschutz“ durch die gleichen Einflüsse wie beim Management-Typs „Erhöhung 

des Wasser- und Salzeinflusses“ (s. oben) erreicht. Allerdings ist die Biomassereduzierung 

bei diesem Management-Typ geringer, da durch reinen Prozessschutz nur eine geringere 

Erhöhung der Überflutungshäufigkeit/-dauer und damit des Salzeinflusses erreicht werden 

kann. Demzufolge ist die Anwendung dieses Management-Typs vorwiegend auf 

Vorlandbereichen der unteren Salzwiese, ggf. auf naturnahen Ausprägungen der oberen 



Salzwiese vorzusehen, da diese Maßnahme eine Entwicklung zu reinen, sehr produktiven 

Quecken-Rasen aufhalten bzw. verhindern kann. 

Im Unterschied zum Management-Typ „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses“ sind 

Management-Optionen des Typs „Prozessschutz“ vor allem für Vorlandbereiche vorzusehen, 

die 

die höhere naturschutzfachliche Wertigkeiten aufweisen, die eine flächenhafte 

Veränderung von Boden- und Vegetationsstrukturen nicht rechtfertigen, 

eine Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses aufgrund standörtlicher, technischer 

Voraussetzungen nicht möglich sind. 

Bei den Management-Optionen des Management-Typs „Prozessschutz“ besteht die Gefahr, 

dass sich auf wenig wasser- und salzbeeinflussten Flächen arten- und strukturarme 

Vegetationsbestände ausbilden. Auf diesen Flächen wäre aus artenschutzrechtlichen 

Aspekten eine Pflegebeweidung denkbar. Allerdings sind hier naturschutzmotivierte 

Beweidungsformen vorzusehen, die einer naturnahen Weidelandschaft entsprechen (keine 

Entwässerung, großflächige extensive genutzte Weidebereiche, Einsatz von geeigneten 

Rassen). Veterinärrechtliche und tierschutzrechtliche Bestimmungen sind hierbei zu 

berücksichtigen. 

„passiver Prozessschutz“ 

Unter "passivem Prozessschutz" wird hier die Aufgabe bzw. der Unterlass von 

Landnutzung, Entwässerung (Ausnahme Deichfußentwässerung) und anderen 

anthropogenen Eingriffen verstanden. Bestehende Entwässerungssysteme werden nicht 

zurückgebaut aber auch nicht mehr unterhalten, so dass diese den natürlichen Prozessen 

der Erosion und Sedimentation ausgesetzt sind. Allerdings erhalten sich anthropogen 

angelegte Entwässerungssysteme über sehr lange Zeiträume und es ist bislang nicht 

geklärt, bis zu welchem Grad diese Veränderungen reversibel sind (s.a. Kapitel 7.3.4). 

„aktiver Prozessschutz“ 

Unter "aktivem Prozessschutz“ wird hier, neben der Aufgabe bzw. dem Unterlass der 

Landnutzung und der Entwässerung, die „aktive“ Aufgabe des bestehenden 

Entwässerungssystems durch vollständige Verfüllung von Entwässerungsgräben und ggf. 

Initialisierung von Prielsystemen vorgesehen. Durch die „aktive“ Aufgabe des 

Entwässerungssystems wird der natürlichen Rückbildung der Entwässerungssysteme, 

sofern sie überhaupt erfolgen würde, vorgegriffen und so die Entwicklung zu naturnäheren 

Ausprägungen beschleunigt. 

Auwaldentwicklung 

In den ausgedehnten Röhricht-Beständen der Ästuar-Vorländer, mit einer sehr hohen 

stehenden Biomasse, besteht für exponierte Lagen bei einer Sturmflut ein sehr hohes 



Potenzial der Treibselentstehung. In diesen Bereichen ist eine Entwicklung von Auwald 

zur Treibselreduzierung vorstellbar. Ein ausgedehnter Auwaldbereich oder auch 

Auwaldstreifen, flussseitig des Röhrichtgürtels gelegen, dämpft zum einen die Strömungs- 

und Wellenenergie, wodurch das Potenzial des Biomasseaustrages (Abriss von Röhricht) 

verringert wird. Zum anderen wirkt der Auwaldstreifen als Treibselfänger, so dass frei 

treibendes Treibsel aus anderen Bereichen vom Deichkörper ferngehalten wird. Zudem 

wird durch die Entwicklung von Auwaldgebüsch auf derzeitigen Röhrichtbeständen und 

durch die Beschattung von Röhrichten und Hochstauden das Potenzial der 

Treibselenstehung verringert. 

Um die Deichsicherheit zu gewährleisten, ist ein Mindestabstand der Auwaldbereiche zum 

Deichkörper von 50 m vorzusehen. Somit ist gewährleistet, dass eine Beschattung von 

Deichgrünland, die zur Zerstörung der Grasnarbe führen könnte, ausgeschlossen ist. 

Auch ein direkter Totholzeintrag ist somit ausgeschlossen. Ein Pflegeschnitt der 

Weichholzauen, um potenzielles Treibholz zu vermeiden, kann im Einzelfall in Betracht 

gezogen werden, ist aber voraussichtlich nicht erforderlich, da das Treibholz in einem 

dicht stehenden Auwaldstreifen ebenfalls größtenteils abgefangen wird. 

Bei der Initialpflanzung ist ein dichter Pflanzabstand vorzusehen. Dadurch wird 

gewährleistet, dass sich ein reiner Auwaldbestand ausbildet, der aufgrund der geringen 

Stammzwischenräume als Treibselfänger fungieren kann. Bei größeren Abständen 

besteht die Gefahr der Röhrichtausbreitung im Unterwuchs. Zudem können größere 

Mengen Treibsel ungehindert durch einen lichten Auwaldbereich treiben. Je nach 

Pflanzmaterial sollte eine Pflege des Auwaldbereiches in Form von Röhricht-Mahd und 

ggf. Pflegeschnitt vorgesehen werden, um die Etablierung des Auwaldes, welcher in 

Konkurrenz zu den Röhricht-Beständen steht, zu begünstigen. 

Für die Initialpflanzungen innerhalb des Überflutungsbereiches werden vorwiegend Salix- 

Arten als Strauch- wie auch Baumweiden, vorgesehen, da diese Art in oft 

überschwemmten, wenig beeinflussten Tieflandauen vorherrscht (vgl. Kapitel 7.3.4). 

Baumweiden sind weniger standhaft, weshalb sie nur in geschützteren Lagen vorgesehen 

werden sollten. Von Anpflanzungen der Schwarz-Pappel (Populus nigra) wird abgesehen, 

da sie höchstwahrscheinlich von Natur aus im nordwestlichen Tiefland fehlen würde. 

Zudem werden sie in überschwemmten Flussauen bei Stürmen leicht umgeworfen 

(ELLENBERG, 1986), wodurch sich der Anteil an Totholz erhöhen würde. Arten der 

Hartholzauen, die sich im Auenbereich ab ca. 2 m oberhalb des MThw entwickeln können 

(KURZ 1997 in OSTERKAMP 2006, KESEL 1999), sollten für Initialpflanzungen weniger 

feuchter, sandiger Bereiche ebenfalls vorgesehen werden. Hier kommen vor allem 

Baumarten wie Esche, Stieleiche, Flatterulme und Feldahorn in Betracht (mündliche 

Auskünfte Fachhochschule Bremen). 

Geeignete Standorte für Auwälder sind Höhenlagen, die sowohl mehrmals monatlich als 

auch nur wenige Male im Jahr bei Sturmfluten überschwemmt werden. Generell sind 

Standorte mit überwiegend sandigen Böden eher für eine Etablierung von Auwäldern 

geeignet, da hier das Salz leicht ausgewaschen wird und eine bessere Bodendurchlüftung 

erfolgt (KURZ 1997). An der Elbe haben sich schon kurz oberhalb der MThw-Linie 



Weidengebüschsäume angesiedelt, die häufigen Überflutungen ausgesetzt sind, während 

höher gelegene Bereiche am Übergang zum sich anschließenden Grünland nur etwa ein 

Dutzend Mal im Jahr unter Wasser stehen (KURZ 1997). Nach OSTERKAMP (2006) könnte 

sich eine Weichholzaue entlang der Unterweser aufgrund des Salzeinflusses vermutlich 

nur bis Brake (ca. Uw-km 40) und auf den dem Tideeinfluss entzogenen Spülfeldern noch 

bis zur Tegeler Plate und Kleinensieler Plate (ca. Uw-km 50) etablieren. Nach KAISER et 

al. (2003) stellen Auwaldkomplexe auf den Vorländern des Weserästuars flussaufwärts 

von Sandstedt (bei Brake), des Emsästuars von Leerort und im Elbeästuar von Krautsand 

(bei Glückstadt) die potenziell natürliche Vegetation dar. Für die Vorlandflächen im häufig 

überfluteten Bereich sind Weiden-Weichholz-Auwald mit kleinflächig vorgelagerten 

Zweizahnfluren und Röhrichten, in den weniger feuchten Bereichen Eichen-Ulmen- 

Auwald, Traubenkirschen-Erlen-Eschen-Auwald oder feuchter bis nasser Eichen- 

Hainbuchenwald als potenziell natürliche Vegetation zu erwarten (KAISER et al. 2003). 

Allerdings werden die Ästuare v.a. durch den Ausbau als Schifffahrtsstraßen 

(Begradigung und Vertiefung) derart nachhaltig anthropogen beeinflusst, dass eine 

Prognose der potenziell natürlichen Vegetation der Vorlandflächen unter den derzeitigen 

Bedingungen kaum möglich ist (mündliche Auskünfte Fachhochschule Bremen). 

Da über die Etablierung von Hartholzarten in Ästuaren unter den derzeitigen Bedingungen 

wenig Kenntnisse vorliegen, sollten auch bei Initialplanzungen in häufig überfluteten 

Bereichen kleine Gruppen von Hartholzarten angepflanzt werden, um die 

Ausbreitungsgrenzen hinsichtlich verschiedener Standortbedingungen untersuchen zu 

können. Die konkrete Artenauswahl dieser Management-Variante und das Vorgehen zur 

Etablierung dieser Arten erfordern im Rahmen von Ausführungsplanungen weitere 

standortbezogene Recherchen. 

Für alle Management-Optionen gilt, dass im Rahmen von Ausführungsplanungen eine 

Konkretisierung, ggf. standortbezogene Anpassung der Optionen erforderlich ist. Sofern für 

Management-Optionen nur wenige Erfahrungen aus der Praxis vorliegen, sind ggf. weitere 

Untersuchungen erforderlich, auf jeden Fall ist aber ein geeignetes Monitoring zur 

Erfolgskontrolle durchzuführen. 


Die Beweidung der Vorlandflächen als eine Form der Landnutzung wird seit historischer Zeit 

praktiziert und auf den Festlandssalzwiesen auch seit der Gründung des Nationalparks 

Niedersächsisches Wattenmeer im Jahr 1986 im Sinne der Nationalparkziele fortgeführt. 

Eine Beweidung führt, neben den Auswirkungen der dafür notwendigen Entwässerung 

(Kapitel 0), zu einer Trittbelastung des Bodens durch die Weidetiere und somit zu 

veränderten Bodeneigenschaften. Diese führen zu einer Beeinflussung der Geschwindigkeit 

der Bodenentwicklung, die wiederum einen ökologischen Schlüsselfaktor darstellt, da sie 

maßgeblich die Ausprägung der Vegetation eines Standortes bestimmt. Während die 

Begrüppung durch erhöhte Bodendurchlüftung zu einer Beschleunigung der 

Bodenentwicklung führt, bewirkt die Beweidung durch Bodenverdichtung eine Verzögerung 



der Bodenentwicklung. Diese beiden Faktoren wirken also in gewisser Weise gegeneinander 

(PGG 2008). 

Die Geschwindigkeit der Bodenentwicklung und damit der Vegetationsentwicklung hin zu 

Beständen der oberen Salzwiese und somit letztlich auch zum Auftreten von artenarmen 

Dominanzbeständen wird also stark von der Intensität der Begrüppung und der Beweidung 

beeinflusst. Demzufolge sollte die Begrüppung auf ein erforderliches Minimum reduziert 

werden. Das Maß der Beweidungsintensität ist hingegen etwas differenzierter zu betrachten, 

da eine hohe Beweidungsintensität zwar die Bodenentwicklung verlangsamt, sich aber auch 

- vor allem bei hohen Beweidungsintensitäten - negativ auswirken kann (u.a. homogene 

Vegetationsstruktur, Zerstörung der Vegetationsdecke, Vertritt von Gelegen, Verringerung 

der Nahrungsressourcen für Brutvögel). Um die Auswirkungen unterschiedlicher 

Beweidungsintensitäten aus treibselreduzierender und naturschutzfachlicher Sicht zu 

bewerten, wurden sehr extensive (0,5 – 1,0 Rinder bzw. < 3 Schafe/ha), extensive 

(1,5 Rinder/ha) und intensive (2-3 Rinder bzw., 3-6 Schafe/ha) Beweidungen betrachtet. 

Die Auswirkungen unterschiedlicher Beweidungsintensitäten bzw. Landnutzungen auf die 

Stabilität der tonigen Festlands-Vorländer wurden von PGG (2008) nach FÜHRBÖTER et al. 

(1992) wie folgt zusammengefasst: 

Größere flächige Erosion tritt bei keiner Nutzungsform auf, auch nicht unter 

Brachebedingungen. 

Die Begrüppung des Vorlandes im Bereich der unteren Salzwiese führt zu einer 

erhöhten Stabilität des Bodens (beschleunigte Bodenentwicklung, somit zu einer 

beschleunigten Ausbildung eines Krümelgefüges; ferner Durchbrechen der 

sturmflutbedingten Schichtung des Bodens, die Schichten sind untereinander 

schlecht verbunden und begünstigen Erosion). 

Die Beweidung des Vorlandes verringert die Stabilität des Bodens (wenigstens im 

Bereich der unteren Salzwiese), da die Bodenentwicklung verlangsamt wird. 

Umgekehrt bedeutet die Einstellung der Beweidung somit keinesfalls einen Verlust an 

Bodenstabilität. 

Extensiv beweidete oder ungenutzte grasdominierte Vegetationsbestände bieten 

aufgrund der Elastizität und Dichtheit der Vegetation den höchsten Erosionsschutz. 

Dies dürfte auch für gemähte Flächen gelten. 

Bezüglich der Wechselwirkungen von Begrüppung und extensiver Beweidung und der 

resultierenden Auswirkung auf die Stabilität des Vorlandes existieren jedoch unterschiedliche 

Ansichten. Die Autoren der Teilberichte des sog. KFKI-Gutachtens zur Erosionsfestigkeit von 

Hellern kommen zu folgenden Schlüssen: 

Führböter et al. (1992) kommt für das Teilprojekt Hydromechanik und Hydraulik zum 

Ergebnis, dass die höchste Stabilität in begrüppten, extensiv beweideten Bereichen 

gemessen wurden. 



Frank (1994) kommt für das Teilprojekt Boden zu dem Ergebnis, dass die durch "die 

Begrüppung bewirkten bodenstabilisierenden Effekte bereits durch extensive 

Beweidung deutlich limitiert werden". 

Steinke (1994) stellt für das Teilprojekt Botanik fest, dass "die Anzahl der Wurzeln auf 

ungenutzten Salzwiesen besonders in den oberen Bereichen des Bodens stets höher 

(ist) als auf den beweideten Flächen. Die Abnahme der Durchwurzelungsintensität 

bei Beweidung wird hierdurch bestätigt.“ 

Die Frage, ob brachliegende oder begrüppte, extensiv beweidete Vorländer eine höhere 

Stabilität aufweisen, scheint demnach nicht eindeutig zu beantworten zu sein. Einig sind sich 

die Autoren jedoch darüber, dass eine intensive Beweidung der Stabilität des Vorlandes 

abträglich ist. 

Die Salzwiesen-Mahd bis in den August/September wird in Niedersachsen ebenfalls seit 

langer Zeit praktiziert. Eine spätere Mahd hingegen wurde bislang nicht durchgeführt, da das 

Mahdgut in erster Linie als Futter aufbereitet wird. Bei einer Mahd im September/Oktober ist 

mit feuchteren Wetterlagen und älterem (z.T. verholzten) Pflanzenmaterial zu rechnen, 

welches für die Futteraufbereitung geringwertiger ist. Demzufolge sind für die Verwendung 

des Mahdguts Alternativen, wie z.B. der energetischen Verwendung, vorzusehen. Aufgrund 

der Entwicklungen im Bereich regenerativer Energiegewinnung könnte die Verwendung 

dieses Mahdguts zukünftig durchaus von Interesse sein, so dass diese Management-Option 

im Rahmen dieses Projektes nicht unberücksichtigt bleiben soll. 

Ähnlich verhält es sich mit dem Mahdgut, welches bei der Röhricht-Mahd gewonnen wird. 

Auch hier soll eine energetische Verwendung des Mahdguts aus den oben genannten 

Gründen nicht außer Acht gelassen werden. Die Röhricht-Mahd ist allerdings aufgrund der 

naturschutzrechtlichen Gesetzgebung nur in sehr begrenztem Maße durchführbar. Das 

Mahdgut könnte demzufolge lediglich als Zusatzsubstrat, neben anderen Hauptsubstraten, 

für den Betrieb von Biogasanlagen oder zur thermischen Verwertung dienen. Auch wenn die 

Einschätzung der Wirtschaftlichkeit der Management-Optionen im Rahmen dieses Projektes 

nicht vorgesehen ist, so ist das Kosten-Nutzen-Verhältnis dieser Management-Option 

denkbar ungünstig. Für eine effektive Treibselreduzierung müssten, unabhängig von der 

rechtlichen Durchführbarkeit dieser Maßnahme, erhebliche Kosten für eine jährliche Mahd 

(möglichst ausgedehnter Flächen) aufgebracht werden, wobei ein Nutzen aus 

treibselreduzierender Sicht nur in den Jahren vorhanden wäre, in denen die erste Sturmflut 

der Saison nach der Mahd eintreten würde. 

Die Hintergründe der Management-Option „Schlegeln“ wurden bei der Ergebnisdarstellung 

(Kapitel 0) bereits erläutert und sollen an dieser Stelle nicht weiter diskutiert werden. Zu 

dieser Management-Option sowie zu der Alternative „Mulchen“ liegen allerdings bereits erste 

Erfahrungen vor, die an dieser Stelle dargelegt werden sollen. 



Seit dem Jahr 2008 wird im Wapeler-Außengroden eine 18,5 ha große Fläche ungenutzter 

Salzwiese geschlegelt. Sowohl im Jahr 2008 als auch im Jahr 2009 erfolgte die Schlegelung 

im Herbst. Im Herbst dieser Jahre traten aber auch die ersten Sturmfluten, bei denen das 

Wasser im Wapeler-Groden bis an den Deichfuß reichte, kurz nach dem Schlegeln auf. 

Dabei wurde nahezu das gesamte Schlegelgut als Treibsel am Deichfuß angeschwemmt. 

Aufgrund dieser Erfahrungen blieb im Jahr 2010 ein 10 m breiter deichseitiger Streifen 

ungeschlegelt, der als „Treibselfänger“ dienen soll. Diese Methode hat sich bei der ersten 

leichten Sturmflut der Saison bewährt. Das Treibsel wurde vor dem 10 m breiten, 

hochwüchsigen Vegetationsstreifen abgefangen und nach der Flut flächenhaft abgelagert. 

Ob das Treibsel auch bei stärkeren Sturmfluten durch den hochwüchsigen 

Vegetationsstreifen vom Deichfuß ferngehalten werden kann, muss sich noch zeigen. 

Aufgrund einer Nutzungsauflage des Kreistages des Landkreises Emsland, welche im Zuge 

von LPCB-Belastungen der Vegetation der Emsvorländer im Jahr 2009 für öffentliche 

Flächen auferlegt wurde, wurden 280 ha Emsvorlandflächen im September 2009 gemulcht. 

Obwohl der späte Mulchzeitpunkt, der ein leichteres Mulchen ermöglichen soll, eingehalten 

wurde, war die „Qualität“ des Mulchguts unbefriedigend. Aufgrund der Dichte und Menge der 

Vegetation konnte dieses nur grob zerkleinert werden (und ist somit mit dem Schlegelgut 

vergleichbar). Mit der Sturmflut am 4. Oktober 2009 wurde das gesamte „Mulchgut“ 

aufgeschwemmt und zusammen mit aufgewühltem Schlick am Deichfuß abgelagert. 

Aufgrund der Durchmischung des Treibsels mit Schlicksedimenten war dieses nur sehr 

schwer von den Vorlandflächen und vom Deichkörper zu entfernen. Letztlich wurde die 

Treibsel-Schlick-Masse von dem Deichkörper und den Nutzungsflächen in die 

Sukzessionsflächen geschoben. Die geplante Fortführung dieser Maßnahme wurde 

daraufhin sofort gestoppt (mündliche Auskünfte Landkreis Emsland). 

Aufgrund der bisherigen Erfahrungen der oben genannten Schlegel- bzw. Mulch-Projekte ist 

sehr fraglich, ob diese Management-Option weiterhin als treibselreduzierende Maßnahme in 

Betracht gezogen werden sollte. Um einen starken Vegetationsaufwuchs nach dem 

Schlegeln/Mulchen zu vermeiden, ist der Schlegel-/Mulchzeitpunkt im Spätsommer/Herbst 

vorzusehen. Zu diesem Zeitpunkt können allerdings bereits die ersten Sturmfluten eintreten, 

so dass im schlechtesten Fall der Zeitraum zwischen dem Schlegel-/Mulchzeitpunkt und der 

ersten Sturmflut nur sehr gering ist. In diesem Fall liegt das Schlegel-/Mulchgut 

unmineralisiert auf den Vorlandflächen und wird nahezu vollständig aufgetrieben und an den 

Deichfuß transportiert. Somit kann man bei dieser Maßnahme zumindest bei frühen 

Sturmfluten von zusätzlichem Treibselanfall ausgehen, da ohne ein vorheriges Schlegeln 

oder Mulchen nicht davon auszugehen ist, dass die vollständige Biomasse aus den 

Vorlandflächen abgetragen wird. Ob sich diese Management-Option im günstigsten Fall 

(sehr spätes Eintreffen der ersten Sturmflut) treibselreduzierend auswirkt, wird sich im 

Rahmen des oben genannten Monitorings zeigen. 

Die Landnutzung der Vorlandflächen mit Schutzstatus (Nationalpark, FFH-, EU-Vogel- und 

Landschaftsschutzgebiete), die einen Großteil des Betrachtungsraumes ausmachen, ist 



unter Berücksichtigung der Schutzziele und gesetzlichen Vorgaben nur begrenzt möglich. 

Biomassereduzierung und damit potenzielle Treibselreduzierung kann aber auch durch 

Maßnahmen, die auf natürlichen Prozessen beruhen, gesteuert werden. Dies ist das Ziel der 

Management-Optionen der Management-Typen „Erhöhung des Wasser- und 

Salzeinflusses“, „Prozessschutz“ und „Auwaldentwicklung“. Die Hintergründe wurden bereits 

in dem Kapitel 0 erläutert, allerdings sollen hier einzelne Punkte diskutiert werden. 

Inwieweit Entwässerungssysteme durch Unterlass von Unterhaltungsarbeiten reversibel 

sind, wie es bei der Management-Option „passiver Prozessschutz“ vorgesehen wird, ist 

bislang nicht endgültig geklärt. 

BLINDOW (1991) vermutet, dass eine Renaturierung des Entwässerungssystems von 

Salzwiesen in unterer und mittlerer Höhenlage möglich ist. In oberer Höhenlage hält er dies 

aufgrund der Beobachtungen im Elisabeth-Außengroden für nicht möglich. Dort erfolgte auch 

im Zeitraum von 20-30 Jahren nach Aufgabe der landwirtschaftlichen Nutzung und der 

Einstellung der Grüppenunterhaltung keine Entwicklung des Entwässerungssystems hin zu 

naturnäheren Strukturen. BLINDOW (1991: 87) nennt als Ursachen die Beseitigung der 

Wasserscheiden durch Planierung sowie die Bodenverdichtung und hält das künstliche 

Entwässerungssystem für auf natürlichem Wege unumkehrbar. Solange das alte 

Entwässerungssystem noch vorhanden und wirksam ist, verhindert es auch die großflächige 

Entstehung schlecht entwässerter und nur spärlich vegetationsbestandener Senken, deren 

Potenzial der Treibselentstehung gering ist (JAKOBSEN 1954, DIJKEMA 1983 in: BAKKER et al. 

2002: 36). 

Die „Dynamisierung“ der anthropogenen Vorländer, d.h. die Ausbildung eines 

Gewässersystems mit mäandrierenden Prielverläufen, erfolgt also schon aufgrund des 

bindigen Kleibodens extrem langsam und dauert offenbar mehrere Jahrzehnte. Jedoch 

kommt es nach Einstellung der Entwässerung u.U. bereits relativ kurzfristig zu kleinflächigen 

Vernässungen des Vorlandes. In Senken kommt es lokal zur Entstehung von Stillgewässern, 

evtl. von Salzpfannen (BAKKER et al. 2005: 177). Eine ausführliche Beschreibung der Effekte 

geben ESSELINK et al. (1998) für Salzwiesen des Dollart. Sie beschreiben eine Zunahme der 

Höhenunterschiede im Vorland durch die Entwicklung von „Uferwällen“ entlang ehemaliger 

Grüppen sowie die Entstehung schlecht drainierter Senken. In Zusammenhang mit der 

räumlich stark unterschiedlichen Vegetationsstruktur, welche die Sedimentationsrate 

beeinflusst, kam es so zu einer erheblichen Steigerung der abiotischen Diversität, auch als 

Standortfaktor für die Vegetation. 

Auch bieten vernässte Senken Raum für die Ansiedlung von Vegetation jüngerer 

Salzwiesenstadien und sie sind von großer Attraktivität für Vögel. 

Der Vorteil eines aktiven Prozessschutzes mit Verfüllung von Entwässerungsgräben 

besteht darin, dass der Grundwasserspiegel schnell hochgesetzt wird und damit eine 

Verminderung der stehenden Biomasse erreicht wird. Durch die damit einhergehende 

Stimulierung eines natürlichen, mäandrierenden Prielsystems würde sich die Vielfalt an 



unterschiedlichen Standorten in der Landschaft erhöhen und somit auch die Vielfalt an Arten. 

Eine Initialisierung eines Prielsystems sollte hierbei vorgesehen werden, da ansonsten die 

Gefahr besteht, dass die verfüllten Entwässerungssysteme, aufgrund des noch nicht 

gesetzten Bodens, schnell wieder freigespült werden. Dies würde der Entwicklung eines 

mäandrierenden Prielsystems entgegenwirken. 

In den Ästuaren sind die Möglichkeiten treibselreduzierender Management-Optionen sehr 

begrenzt. Treibsel entsteht hier überwiegend in den Röhrichten, die eine hohe stehende 

Biomasse aufweisen und starker Strömungs- und Wellenenergie nicht standhalten können. 

Eine Reduzierung der Biomasse durch ein Wassermanagement, welches bei den 

Festlandsvorländern eine Möglichkeit darstellt, ist bei Röhrichten nicht möglich (Kapitel 5.4). 

Somit bleiben als treibselreduzierende Management-Option lediglich die Entnahme der 

Biomasse (Mahd, siehe oben) oder die Entwicklung von Biotoptypen, die sich 

treibselminimierend auswirken. 

Die Entwicklung von Auwäldern auf Ästuarvorländern als treibselreduzierende 

Management-Option soll hier näher erläutert werden, da man zunächst von einer 

Biomasseerhöhung ausgehen könnte. Dies ist auch nicht ganz falsch, aber für die 

Treibselreduzierung ist entscheidend, dass die überwiegende Biomasse des Auwaldes – im 

Gegensatz zum Röhricht – standhaft gegenüber Strömungs- und Wellenenergie bleibt. Somit 

verringert sich die Biomasse an sich nicht, aber das Potenzial der Treibselentstehung ist 

deutlich geringer. Weitaus wichtiger ist aber der Effekt der Treibselminimierung am Deichfuß 

durch die Funktion des Auwaldes als Treibselfänger. 

Erfahrungen hierzu liegen wiederum aus dem Emsästuar vor. Hier wurden im Bereich 

zwischen Papenburg und Aschendorf auf insgesamt 27 ha Auwaldanpflanzungen im Zuge 

des Planfeststellungsverfahrens zum Emssperrwerk in Gandersum als Kompensations- 

maßnahme vorgenommen. Hier erfolgte die Anpflanzung überwiegend auf ganzer Breite des 

Vorlandes mit bis zu 100 m Breite, aber auch als 10 bis 15 m breite Streifen. Zunächst 

wurden Pflanzabstände von 4 m x 4 m gewählt, die sich nicht bewährt haben, da sich im 

Unterwuchs Röhrichte ausbilden konnten und die Funktion als Treibselfänger nicht gegeben 

war. Pflanzabstände von 1,5 m x 1,5 m hingegen bewirken bereits nach wenigen Jahren eine 

starke Beschattung, die Röhrichtaufwuchs stark vermindern und große Mengen an Treibsel 

vom Deichfuß abhalten können. 

Mindestabstände zum Deich wurden bei dieser Kompensationsmaßnahme nicht festgelegt, 

es wurde aber darauf geachtet, dass der Deichkörper durch die Bäume nicht beschattet wird, 

so dass die Deichsicherheit nicht beeinträchtigt wird. Eine Beeinträchtigung der 

Deichsicherheit ist auch nicht durch freitreibendes Totholz zu befürchten, da zum einen der 

Zeitraum, in dem sich ein Baumstamm bis zu einem mächtigen und bereits morschen Ast 

oder Stamm entwickelt hat, der als Treibholz den Deichkörper beschädigen könnte, sehr 

groß ist. Zum anderen ist davon auszugehen, dass ein Großteil des Treibholzes innerhalb 

der Auwaldbereiche verbleibt, sofern der Stammabstand entsprechend gering ist. Eine 

Gefährdung der Deichsicherheit durch Auwaldanpflanzungen ist unwahrscheinlich, da die Art 

des Vorlandbewuchses nur geringen Einfluss auf die Wasserstände hat. Nach IBL (1996) 



ergeben sich durch dichten Vorlandbewuchs für die Ems nur bei einer Überlagerung von 

hohen Tidewasserständen und sehr großen Abflussmengen höhere Wasserstände. Aktuelle 

Forschungen zu hydraulischen Grundlagenuntersuchungen, wie der Erweiterung 

bestehender und der Entwicklung neuer Berechnungsansätze zur Beschreibung der 

Rauheitswirkung natürlicher Gewässerstrukturen (z.B. Vegetationsbestand) auf das 

übergeordnete Strömungsfeld, laufen am Leichtweiß-Institut für Wasserbau der Technischen 

Universität Braunschweig. 

Die Artenzusammensetzung der Auwälder und damit der Artenauswahl für Anpflanzungen 

soll möglichst der potenziell natürlichen Vegetation entsprechen, sofern diese unter den 

heutigen Bedingungen überhaupt zu prognostizieren ist. Auwälder in oft überschwemmten 

Tieflandauen werden in natürlichen Ausprägungen neben Mandelweiden- 

Korbweidengebüsch (Salicetum triandro-viminalis) von Silber-Weidenwald (Salicetum albae) 

beherrscht. Die Silber-Weide (Salix alba), in Gesellschaft mit der Purpur-Weide 

(S. purpurea), siedelt sich schon auf niedrigsten Uferbänken, auf denen Weiden überhaupt 

Fuß fassen können, an. Zur vollen Ausprägung mit einer Höhe von bis zu 20 m gelangt sie 

aber auf den etwas höher gelegenen, nicht mehr so oft und rasch überströmten Auen. Als 

höchste und langlebigste Weidenart beherrscht sie diesen Lebensraum allein oder allenfalls 

zusammen mit ihrem Bastard der Fahl-Weide (S. rubens). Diese Weidenarten haben 

schmale Blätter, die dem strömenden Wasser wenig Widerstand entgegensetzen und haben 

somit geringen Einfluss auf das Abflussregime. Ihre Stämme und Zweige sind zumindest in 

der Jugend sehr biegsam und regenerieren sich nach Beschädigungen leicht, so dass 

vergleichsweise wenig Totholz anfällt (ELLENBERG, 1986). Entsprechend werden für die 

Auwaldanpflanzungen vorwiegend Salix-Arten vorgesehen. In weniger salzwasser- 

beeinflussten Bereichen sind auch Hartholzauen mit entsprechender Artenzusammen- 

setzung denkbar. Da diese Management-Option aber vorwiegend auf Röhricht- 

Dominanzbeständen, welche in der Regel auf stark vernässten und salzbeeinflussten 

Standorten stehen, ist die Etablierung von Harthölzern eher unwahrscheinlich. Dennoch 

sollten Harthölzer zumindest kleinflächig für die Initialpflanzungen vorgesehen werden, da 

die Ausbreitungsgrenzen unter den derzeitigen Bedingungen wenig bekannt sind. 

Auwälder sind in den Ästuarbereichen des Betrachtungsraumes mit gut 1 % Flächenanteil 

nur zu einem geringen Flächenanteil vertreten. Es ist davon auszugehen, dass der Ausbau 

von Ästuaren zu Schifffahrtsstraßen und auch die Landwirtschaft und Freizeitnutzung von 

Vorlandbereichen zu einem Rückgang auentypischer Lebensräume und Vegetation, wie u.a. 

von Auwäldern, beigetragen haben (CLAUS 1998, CLAUS et al. 1994a, SCHIRMER 1994). Die 

langfristige Entwicklung von artenreichen Auengebüschen und Auwäldern ist nach KESEL 

(1999) auf Bracheflächen unter naturnahen Sukzessionsbedingungen ab ca. 0,5 m über 

MThw neben Röhrichten denkbar. Die Etablierungszeiträume für Auwald oder 

auwaldähnliche Strukturen sind allerdings im Vergleich zu denen des Röhrichts sehr lang 

(Claus 1994a). Vorhandene Röhrichtbestände können zudem sehr stabile Populationen 

bilden (ROSENTHAL 1992), da durch die starke Streubildung die Etablierung anderer Arten 

gehemmt wird. Zudem sind Röhrichte mit ihren Rhizomen als große Nährstoffspeicher und 

dem damit bedingten schnellen Aufwachsen im Frühjahr begünstigt. Weidengebüsche 

können sich in reinen Röhrichtbeständen nur dann ausbreiten, wenn sie diese durch 



Überwuchs überschatten und so verdrängen. Daher können sich Auwaldstrukturen oder 

Auwälder in Röhricht-Dominanzbeständen vor allem über Initialpflanzungen etablieren (KURZ 

1997 in OSTERKAMP 2006). 

Hinsichtlich der Auwaldetablierung auf den Vorländern der Ästuare werden zukünftig zwei 

Faktoren eine entscheidende Rolle spielen: der Klimawandel und die Zunahme des 

Tidenhubs. Im Zuge des Klimawandels werden längere sommerliche Trockenphasen und 

feuchtere mildere Winter prognostiziert, was sich hinsichtlich einer Auwaldentwicklung positiv 

auswirken würde. Hingegen würde sich ein zunehmender Tidenhub, bedingt durch den 

Anstieg des Meeresspiegels und weitere Flussvertiefungen, welche zu einer höheren 

Strömung und einem zunehmenden Salzeinfluss führen, negativ auswirken. Diese Prozesse 

wirken also gegenläufig. Die konkreten Ausbreitungs- und die Toleranzgrenzen in den 

Ästuaren des Nordwestdeutschen Tieflandes gegenüber anthropogen beeinflussten 

Standortbedingungen von Weich- und Hartholzauen bzw. einzelnen Gehölzarten müssen 

daher anhand von Praxisversuchen ermittelt werden. 

7.4 BEWERTUNG DER MANAGEMENT-OPTIONEN 


In Kapitel 7.3 wurden die Management-Optionen, die für ein Vorlandmanagement zur 

Treibelreduzierung generell in Betracht kommen, aufgeführt und diskutiert. In diesem Kapitel 

sollen diese Management-Optionen hinsichtlich ihrer treibselreduzierenden Wirkung und 

naturschutzfachlichen Auswirkungen bewertet werden. Hierzu werden die Ergebnisse aus 

den Teilprojekten 2 und 3 (Kapitel 5 und 6) sowie die Ergebnisse einer Literaturauswertung 

im Rahmen des Teilprojektes 1B (Anhang 3) herangezogen. Anhand der Bewertung können 

die Management-Optionen hinsichtlich ihrer Eignung und Effektivität für ein Management zur 

Treibselreduzierung sowie die zu erwartenden naturschutzfachlichen Auswirkungen 

differenziert dargestellt werden. 

Eine Bewertung des Nutzens und der Ökonomie dieser Management-Optionen, wie z.B. eine 

Kostenkalkulation oder das Aufzeigen von Perspektiven von Nutzung und Pflege, ist nicht 

Gegenstand dieser Arbeit. Daher können im Rahmen dieses Projektes keine konkreten 

Aussagen diesbezüglich gemacht werden. 


Die Bewertung der Management-Optionen teilt sich im Wesentlichen in drei Teile: 

1. Prognose der Biomassereduzierung, 

2. Bewertung der prognostizierten Vegetationsausprägung, 

3. Bewertung der Auswirkungen auf Brut- und Rastvögel. 

Die Prognosen bzw. Bewertungen wurden für alle der in Kapitel 7.3 aufgeführten 

Management-Optionen vorgenommen. 



Dabei wurden die Vegetationseinheiten der Ausgangssituation (Tabelle 26) berücksichtigt, 

für die die jeweilige Management-Option generell in Betracht kommt. Demzufolge werden 

z.B. für die Management-Optionen des Management-Typs „Beweidung“ alle 

Vegetationseinheiten der unteren und oberen Salzwiese betrachtet. Bei der Management- 

Option „Röhricht-Mahd“ hingegen kommen nur die Vegetationseinheiten der Röhrichte in 

Betracht. 

Die Vegetationseinheiten der Pionierzone wurden bei der allgemeinen Bewertung nicht 

berücksichtigt, da ein Management zur Treibselreduzierung hier nicht notwendig ist. Somit 

liegt für Vegetationseinheiten der Pionierzone auch keine allgemeine Bewertung hinsichtlich 

der Auswirkungen von Management-Optionen vor. Da die Pionierzone für die Avifauna aber 

sehr wohl von Bedeutung ist (z.B. zur Nahrungssuche), findet dieser Aspekt (Vorkommen 

von Pionierzone) bei der Bewertung der modellhaften Managementkonzepte (Kapitel 7.5.3) 

Berücksichtigung. 

Für alle sich daraus ergebenden Kombinationen von Management-Optionen und 

Vegetationseinheiten der Ausgangssituation wurden die genannten Prognosen und 

Bewertungen durchgeführt. 

Zu Punkt 1. Prognose der Biomassereduzierung 

Grundlage für eine Prognose der Biomassereduzierung ist zunächst eine Prognose der zu 

erwartenden Vegetationsausprägung bei Anwendung der Management-Optionen auf den 

charakteristischen Vegetationseinheiten. Die Prognose der Biomassereduzierung beruht auf 

den statistischen Analysen (Regressionsfunktionen) zur Abhängigkeit der stehenden 

Biomasse von Umweltbedingungen und Landnutzungen, die im Rahmen des Teilprojektes 2 

(Kapitel 5) ermittelt wurden. Die prognostizierte Biomassereduzierung ergibt sich aus der 

Differenz der stehenden Biomasse pro Flächeneinheit zwischen der Ausgangssituation (Ist- 

Zustand) und der Entwicklungssituation. Dabei wurde bei der Ausgangssituation von einer 

Nichtnutzung der Flächen ausgegangen. Die Prognosen wurden auf TMAP- und 

Biotoptypen-Ebene vorgenommen. Für Ausprägungen der Entwicklungsprognose, bei denen 

ein Muster von mehreren Vegetationstypen zu erwarten ist, wurden entsprechend bis zu vier 

Vegetationstypen angegeben. Für diese wurde zudem der flächenhafte Anteil an der 

Gesamtvegetation geschätzt, welcher für eine flächenscharfe Bewertung erforderlich ist. 

Zu Punkt 2. Bewertung der prognostizierten Vegetationsausprägung hinsichtlich eines 

Leitbildes 

Prinzipiell sind alle Vegetationstypen der Salzwiesen und der Röhrichte geschützt. Daher 

können klassische Verfahren der Bewertung (ungeschützt vs. geschützt) hier nicht 

angewendet werden. Deshalb wurde die naturschutzfachliche Bewertung auf Grundlage 

einer Leitbildformulierung vorgenommen. Für die Vorländer des gesamten 

Betrachtungsraumes wurde das Leitbild „Naturlandschaft“ formuliert, welches sich schon 

allein durch die Ziele der verschiedenen Schutzgebiete (Nationalpark Niedersächsisches 

Wattenmeer, FFH-, EU-Vogelschutz- und Landschaftsschutzgebiete), die für überwiegende 



Flächen des Betrachtungsraumes gelten, bedingt. Unter dem Leitbild „Naturlandschaft“ wird 

eine naturnahe Ausprägung der Vorlandbereiche verstanden, welche durch natürliche 

Dynamik von Erosion und Sedimentation geprägt ist. Auf diese Weise können sich 

differenzierte Lebensräume entwickeln, auf denen sich eine Vielfalt typischer 

Lebensgemeinschaften etablieren kann. Selbst wenn einzelne Lebensgemeinschaften, etwa 

die Queckenbestände, durch ausgesprochen niedrige Artenzahlen gekennzeichnet sind, 

führt das Nebeneinander unterschiedlicher Gemeinschaften auf Landschaftsebene doch zur 

Verwirklichung des gesamten Artenpools. 

Für Teilgebiete des Betrachtungsraumes können im Rahmen von Ausführungsplanungen 

standortspezifische Leitbilder formuliert werden, die z.B. artenschutzrechtliche Aspekte oder 

Zielartenkonzepte beinhalten. Die Bewertung der modellhaften Managementkonzepte wird 

aber auf der Grundlage des allgemeinen Leitbildes „Naturlandschaft“ erfolgen, da die 

Bewertung untereinander vergleichbar sein soll. Die Bewertung des Leitbildes 

„Naturlandschaft“ erfolgt auf Grundlage von Informationen zur potenziellen natürlichen 

Vegetation und unseren Untersuchungen. 

Zu Punkt 3. Bewertung der Auswirkungen auf Brut- und Rastvögel 

Für die Bewertung der Management-Optionen auf Salzwiesen der Festlandsküste 

hinsichtlich ihrer Auswirkungen auf Brut- und Rastvogelarten wurden im Teilprojekt 2 

(Kapitel 5), auf Grundlage von ermittelten Habitatpräferenzen dieser Arten, Indexwerte 

ermittelt, die die Bedeutung eines Vegetationstyps für das Vorkommen der untersuchten 

Brut- und Rastvogelarten wiedergeben. Diese Indexwerte werden auf einer Skala von -1 

(keine Bedeutung bzw. Meidung) bis 1 (höchste Bedeutung) dargestellt. Hierbei wurden, 

soweit möglich, auch die Nutzungseinflüsse berücksichtigt. 

Anhand dieser Indexwerte kann - auf Grundlage der TMAP-Einheiten - sowohl für die 

Ausgangssituation als auch für die Entwicklungssituation die Eignung für die hier 

betrachteten Arten dargestellt werden. Anhand der Differenz der Indexwerte 

„Ausganssituation“ und „Entwicklungsprognose“ lässt sich ermitteln, ob sich die 

Habitateigenschaften für die hier betrachteten Arten verbessern (positiver Differenzwert) 

oder verschlechtern (negativer Differenzwert). 

Die Indexwerte stellen lediglich einen Näherungswert dar, da bei Modellrechnungen 

unmöglich sämtliche Umwelteinflüsse berücksichtigt werden können. Daher sind die 

Indexwerte - und damit auch die Index-Differenzwerte - nicht als absolute Werte zu 

verstehen, sondern als Tendenzen. Deshalb wurden die Index-Differenzwerte, mit einem 

Wertebereich von – 2 (ergibt sich aus der max. Verschlechterung) bis 2 (max. 

Verbesserung), in fünf Wertebereiche klassifiziert, die eine tendenzielle Verbesserung oder 

Verschlechterung hinsichtlich der Habitateigenschaften für die jeweiligen Arten darstellen 

(Tabelle 55). Sofern für die Ausgangssituation und/oder der Entwicklungssituation kein 

Indexwert vorlag, da entweder kein Wert ermittelt werden konnte oder kein Modell signifikant 

war (Hintergründe s. Kapitel 6.3.1.1), konnte auch kein Differenz-Indexwert berechnet 



werden. In diesen Fällen kann aber zumindest für die Arten Rotschenkel und Wiesenpieper, 

anhand der Ergebnisse der zusätzlichen Detailuntersuchungen, eine verbalargumentative 

Bewertung durchgeführt werden (vgl. Kapitel 7.5.3). 

Tabelle 55: Wertebereiche der Klassifizierung der Differenz-Indexwerte 

Wertebereich Symbol Änderung hinsichtlich der Habitateigenschaften 

2,0 bis > 1,2 ++ deutlich positiv 

1,2 bis > 0,4 + leicht positiv 

0,4 bis > - 0,4 o neutral 

< -0,4 bis – 1,2 - leicht negativ 

< -1,2 bis - 2,0 - - deutlich negativ 

Für die Arten Nonnen- und Ringelgans liegen Indexwerte sowohl für die jeweilige Art als 

auch als zusammengefasster Index für beide Arten vor. Letzterer stützt sich auf eine deutlich 

größere Datenbasis (Literaturangaben) und wird aus diesem Grund für die Bewertung der 

Management-Optionen herangezogen. 

Die für die Bewertung herangezogenen Indexwerte stellen immer den Einfluss des 

Vegetationstyps für eine Art dar, der Einfluss der Nutzungsform hingegen kann nur für einen 

Teil der Indexwerte dargestellt werden (vgl. Anhang 2). Dies ist auf die Datengrundlage, die 

dem Teilprojekt 3 zur Verfügung stand (Literaturdaten, eigene Erhebungen), zurückzuführen. 

Der Einfluss der Nutzungsform konnte nicht in die Indexwerte einfließen, wenn entweder 

keine Literaturangaben (rastende Singvögel, für einen Teil der Vegetationstypen der 

rastenden Gänse) oder nicht genügend Gelege für eine Kombination aus Vegetationstyp und 

Nutzungsform gefunden wurden, um eine Modellrechnung für die Ermittlung der Indexwerte 

durchzuführen. Sofern für eine Kombination Vegetationstyp/Nutzungsform kein Indexwert 

vorlag, wurde auf den Indexwert „gesamt“ zurückgegriffen, der zwar die Einflüsse des 

Vegetationstyps, nicht aber den Einfluss der Nutzungsform wiedergibt. Die Nutzungsform 

kann aber deutlichen Einfluss auf die Habitatpräferenzen (Änderung der Struktur, Viehtritt, 

Bodenverdichtung, Stress) haben. Auch wenn der Einfluss der Nutzungsform im Indexwert 

enthalten ist, so fehlt dennoch der Einfluss der Nutzungsintensität. Die Indexwerte für die 

Nutzungsform „Beweidung“ differenzieren beispielsweise nicht zwischen sehr extensiver und 

intensiver Beweidung. 

Aufgrund der genannten Einflüsse, die durch die Indexwerte nur bedingt (Nutzungsform) 

oder gar nicht (Nutzungsintensität) wiedergegeben werden können, ist bei einigen 

Bewertungen auf Grundlage von dem Wissen aus der Feldarbeit und Literaturauswertungen 

eine Prüfung und ggf. Korrektur der Bewertung vorzunehmen (Abbildung 52). Dennoch 

erlauben die Indexwerte eine für die Planung durchaus neuartige, quantitative Vorhersage 

der Auswirkungen der Management-Optionen auf die Vögel, wie sie bisher in Deutschland 

selten angewandt wurde. 



Die naturschutzfachliche Bewertung von Management-Optionen auf Vorländern der Ästuare 

hinsichtlich ihrer Auswirkungen auf die bedeutenden Vogelarten erfolgt auf Grundlage einer 

im Rahmen dieses Teilprojektes erstellten Literaturauswertung (Anhang 3). Hierbei bezieht 

sich die naturschutzfachliche Bewertung auf die Auswirkungen von Röhricht-Nutzungen, da 

- aufgrund Bewertung der Auswirkungen extrem hohen auf die Brut- Biomassemenge und Rastvögel der Röhrichte - vorrangig auf diesen 

treibselreduzierende Management-Optionen vorzusehen sind. 

TMAP-/ Biotop-Typ & Nutzungsform 

Indexwert, der den Einfluss des Vegetationstyps 

und der Nutzungsform wiedergibt, vorhanden? 

Nein 

Indexwert, der den Einfluss des Vegetationstyps 

wiedergibt, vorhanden? 

Nein 


Ja 

Ja 

Wissen aus der Feldarbeit, 

Literaturauswertung 

Literaturauswertung 

Bewertung auf Grundlage von: 

Indexwerten 

Indexwerten und Fachwissen 

Fachwissen 

Abbildung 52: Bewertungsgrundlage der naturschutzfachliche Bewertung der Brut- und 

Rastvogelarten 


Die Ergebnisse der Bewertung der Management-Optionen sind im Wesentlichen 

die Prognose der Biomassereduzierung, 

die Bewertung der prognostizierten Vegetationsausprägung hinsichtlich des Leitbildes 

„Naturlandschaft“ und 

die Bewertung der Auswirkungen auf die bedeutenden Rast- und Brutvögel, 

welche in der Tabelle 56 aufgeführt sind. 

Nachfolgend ein Lesebeispiel mit der Fragestellung: „Wie wirkt sich eine Beweidung von 1,5 

Rindern/ha auf einen gegenwärtigen Strandsalzmelden-Rasen aus?“ 

In der Spalte „Management-Option“ findet sich unter der Kategorie „Beweidung“ die 

Management-Option „Beweidung mit 1,5 Rindern/ha“. Im rechtsstehenden Block der Spalte 

„Ausgangssituation“ befindet sich u.a. die Vegetationseinheit „Untere Salzwiese: 

Strandsalzmelden-Rasen“. Die Entwicklungsprognose ist der nebenstehenden Spalte dieser 

Zeile zu entnehmen: Andel-Rasen mit einem Flächenanteil von 100 %. Folgt man dieser 

Zeile, so kann man der Tabelle entnehmen, dass 

die prognostizierte Biomassereduzierung 70 % beträgt, 

sich hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“ eine mittlere Bewertung ergibt,


die Habitatveränderungen für die rastenden Singvögel eine leichte Verschlechterung 

(Berghänfling) bzw. gleichbleibende Habitatqualitäten (Ohrenlerche, Schneeammer) 

ergeben, 

die Habitatveränderungen für die rastenden Gänse eine leichte Verbesserung 

(Nonnen- und Ringelgans in entspr. Lit.-Quellen nicht differenziert) ergeben. 

Dies kann in gleicher Weise für die Brutvögel fortgesetzt werden. Um die tabellarisch 

aufgeführten Bewertungsergebnisse leichter erfassen zu können, wurden die 

Bewertungsfelder farbig mit den „Ampelfarben“ hinterlegt: 

grün = positive Entwicklung (hohe Biomassereduzierung, hohe Bewertung hinsichtlich 

des Leitbildes „Naturlandschaft“, leichte bis deutliche Verbesserung des Habitats für 

eine Vogelart), 

gelb = mittelmäßige/neutrale Entwicklung (mittlere Biomassereduzierung, mittlere 

Bewertung hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“, gleichbleibende 

Habitatbedingungen für eine Vogelart), 

rot = negative Entwicklung (geringe Biomassereduzierung, geringe Bewertung 

hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“, leichte bis deutliche Verschlechterung 

des Habitats für eine Vogelart). 

Die Differenz-Indexwerte für die Management-Optionen „Beweidung mit 2–3 Rindern bzw. 

3-6 Schafen/ha“ sind rot umrandet, da hier zu berücksichtigen ist, dass die Indexwerte auf 

den bestehenden Beweidungsintensitäten (0,5–1,5 Rindern/ha) beruhen. Demzufolge wird 

bei dieser Bewertung zwar der sich entwickelnde Vegetationstyp, nicht aber der Einfluss der 

stark veränderten Vegetationsstruktur durch eine Beweidung mit mehr als 1,5 Rindern 

berücksichtigt. Da aber bei den Management-Optionen mit intensiven Beweidungs- 

intensitäten zur Brutzeit eine verminderte, extensive Beweidungsintensität vorgesehen ist, 

wird der Einfluss von Beweidung auf das unmittelbare Brutgeschehen (verstärkter Viehtritt, 

ggf. Herdenverhalten und. zunehmende Störungen durch den Menschen) durch die 

Indexwerte wiedergegeben. 





Tabelle 56: Naturschutzfachliche Bewertung von Management-Optionen zur Treibselreduzierung 

Management-Typ 

Beweidung 

Management-Option Bezeichnung TMAP (Nds. Schlüssel)/ 

Management-Optionen, bei denen eine Biomassereduzierung durch Landnutzung bedingt ist (Strategie Kultureinfluss) 

Schlegeln Schlegeln Reetmahd 

Mahd 

Legende 

Management-Option 

Beweidung mit 0,5 - 1,0 Rindern/ha 


Beweidung mit 2 - 3 Rindern/ha* 

Beweidung mit < 3 Schafen/ha 

Beweidung mit 3 - 6 Schafen/ha* 

Mahd bis August/September 

abhängig von der Wetterlage 

(vorwiegend landwirtschaftliche Verwendung ) 

Mahd bis September/Oktober 

unabhängig von der Wetterlage 

(landwirtschaftliche oder energetische 

Verwendung ) 

Biotoptyp 

Bezeichnung TMAP (Nds. Schlüssel)/ 

Biotoptyp 

Anteil in % 

Biomassereduzierung 

in % (Bezug 

vorheringer Zustand) 

Bewertung 

Vegetation 

Berghänfling 

Leitbild "Naturlandschaft" 

Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 20 mittel o o o o o o o n.s o n.s o n.s o o o o 

Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 20 mittel - o o + o + + n.s o n.s - n.s n.s k.W. + k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 100 25 mittel - - - - - - - - o - - o o o o o o k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 100 10 mittel o o o o o o o o o o o n.s o o o o 


Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 70 mittel - o o + o + + n.s o n.s - n.s n.s k.W. + k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Salzbinsen-Wiese S.3.2 20 25 mittel k.W. k.W. k.W. + + o o + o o o o o o o o k.W. 

" " Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 80 25 mittel o o o + o o o o o o o o o o o k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Obere Salzwiese: Salzbinsen-Wiese S.3.2 20 30 mittel k.W. k.W. k.W. + + + + + + + o o n.s o o + k.W. 

" " Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 80 30 mittel + + + + + + + + + + o o n.s o + + k.W. 

Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 90 gering o o o o o o o n.s o n.s o n.s o n.s o o 

Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 90 gering o o o + o + + n.s o n.s - n.s n.s n.s + k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 100 70 gering o o o + o o o o o o o o o o o k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 100 50 gering + + + + + + + + o + + o o n.s o + + k.W. 


Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 80 20 mittel - o + + o + + n.s o n.s - n.s n.s k.W. + k.W. 

" " Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 20 20 mittel o o o o o o o n.s o o o n.s n.s k.W. o k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 100 25 mittel o o o o o o o o o o o o o o o k.W. 


Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 90 gering o o o o o o o n.s o n.s o n.s o n.s o o 

Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 90 gering + o o + o + + n.s o n.s + n.s n.s n.s - k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 100 80 gering o o o + o o o o o o o n.s o o o k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 100 90 gering + + + + + + + + o + + o o n.s o - - k.W. 

Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 40 mittel o o o o o o o n.s o n.s o n.s o k.W. o o 

Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 40 gering - o o + o + + n.s o n.s o n.s n.s k.W. + k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 100 25 mittel o o o o o o o o o o + n.s o + o k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 40 40 mittel + + + + + o + + o + + o + n.s o + + k.W. 

" " Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 60 40 mittel o o o o o o o o o o o n.s o o o o 

Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 80 90 mittel o o o o o o o n.s o n.s o n.s o k.W. o o 

" " Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 20 90 mittel + o o - o - + n.s o n.s + n.s k.W. k.W. - k.W. 

Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 80 90 mittel - o o + o + + n.s o n.s o n.s n.s k.W. + k.W. 

" " Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 20 90 mittel o o o o o o o n.s o o + n.s n.s k.W. o k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 100 80 mittel - - - - - o - - o - - o o o o o o k.W. 


Reetmahd Winter Röhricht: Schilf KRP, NRS Röhricht: Schilf KRP, NRS 100 0-90 mittel k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

Reetmahd Herbst 

Schlegeln 

Ausgangssituation 

Vegetationseinheit 

Entwicklungsprognose 

prognostizierte Vegetationseinheit (nach ~ 15 Jahren) (Vergleich 

(Entwicklungs- 

vorher/nachher) prognose) 

Röhricht: Schilf KRP, NRS Röhricht: Schilf KRP, NRS 100 70-90 mittel k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

Röhricht: Sonstiges Röhricht KBR, FWR* Röhricht: Sonstiges Röhricht KBR, FWR* 100 50-70 mittel k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 10 gering k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 80 10 gering k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

" " Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 20 10 gering k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 100 10 gering k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 100 5 gering k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

* zur Brutsaison verminderte * KBR, FWR, KRS, KRH, KRZ, NRG, NRW, NRR, VER 

+ + 2,0 bis > 1,2 deutlich positiv 

Beweidungsintensität hoch ≥ 40% Wertigkeit hoch + 1,2 bis > 0,4 leicht positiv 

mittel ≥ 20% Wertigkeit mittel o 0,4 bis - 0,4 neutral 

gering < 20% Wertigkeit gering - < - 0,4 bis -1,2 leicht negativ 

- - < - 1,2 bis - 2,0 deutlich positiv 

n.s nicht signifikant (Ausgangssituation und/oder Entwicklungsprognose) 

k.W. kein Wert (Ausgangssituation und/oder Entwicklungsprognose) 

Zeilen Management-Typ "Beweidung": Einfluss von Beweidungsdichten > 1,5 Rinder bzw. ab 3 Schafen/ha (veränderte 

Vegetationsstrukur) nicht enthalten; Spalten "rastende Singvögel": Einfluss unterschiedlicher Nutzungsformen nicht enthalten 

Ohrenlerche 

Bewertung von Auswirkungen der Management-Optionen auf die Avifauna 

(Differenz der Indexwerte Vegetationstyp Ausgangssituation/Entwicklungsprognose klassifiziert dargestellt) 

Rastvögel Brutvögel 

Singvögel Gänse Küstenvögel Singvögel Sonstige Arten 

Schneeammer 

Nonnen- / Ringelgans 

Austernfischer 

Brandgans 

Flussseeschwalbe 

Rotschenkel 

Säbelschnäbler 

Feldlerche 

Rohrammer 

Schafstelze 

Wiesenpieper 

Kiebitz 


Stockente 

Uferschnepfe


Fortsetzung Tabelle 56: Naturschutzfachliche Bewertung von Management-Optionen zur Treibselreduzierung 

Management-Typ 

Erhöhung Wasser- und Salzeinfluss 

Prozessschutz 

Auw. 

Management-Option Bezeichnung TMAP 

Management-Optionen, bei denen eine Biomassereduzierung auf natürlichen Prozessen beruht (Strategie Natürliche Dynamik) 

Legende 

Management-Option 

Erhöhung Wasser- und Salzeinfluss durch 

Änderung des hydrologischen Systems* 

Erhöhung Wasser- und Salzeinfluss durch 

Bodenabtrag* 

"passiver Prozessschutz" 

(Aufgabe der Unterhaltung von 

Entwässerungssystemen, Prozessschutz)* 

"aktiver Prozessschutz" 

(Verfüllung von Entwässerungssystemen, ggf. 

Prielinitialisierung, Prozessschutz)* 



Vegetationseinheit 

(Nds. Schlüssel) 


Bezeichnung TMAP 

(Nds. Schlüssel) 

Anteil in % 

Biomassereduzierung 

in % (Bezug 

vorheringer Zustand) 

Bewertung 

Vegetation 

Berghänfling 

Leitbild "Naturlandschaft" 

Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Küstenwatt: Queller-Watt S.1.2 30 50 hoch + + + o o o o o n.s + n.s o n.s o o o k.W. 

" " Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 70 50 hoch o o o o o o o n.s o n.s o n.s o o o o 

Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 100 50 hoch o o o o o o o n.s o o o n.s n.s k.W. o k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 50 hoch - - o o - o + n.s - n.s o n.s o o + k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Küstenwatt: Queller-Watt S.1.2 20 50 hoch + + + + + o o o + + + o o n.s o o + k.W. 

" " Untere Salzwiese: unspezifisch S.2.0 20 50 hoch o + + + + o + k.W. o k.W. o n.s o k.W. o k.W. 

" " Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 10 50 hoch + + + o + o + n.s o o o n.s n.s k.W. o k.W. 

" " Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 50 50 hoch + + + + + o + + o + + o o n.s o o + k.W. 

Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Küstenwatt: Queller-Watt S.1.2 70 30 hoch + o - o - o + o o o o o o o + k.W. 

" " Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 30 30 hoch - - o o - o + n.s - n.s o n.s o o + k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Küstenwatt: Queller-Watt S.1.2 70 50 hoch + + + + + o o + + + + o o n.s o o + k.W. 

" " Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 30 50 hoch o + + + + o + n.s o n.s o n.s o o + + 

Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Untere Salzwiese: Strandsalzmelden-Rasen S.2.4 100 30 hoch + o o - o o o n.s o n.s o n.s n.s k.W. - k.W. 


Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 10 20 hoch o o o o o o + + o o o o o o o + k.W. 

" " Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 90 20 hoch - - - - - o - - o - - o o o o o o k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 100 20 hoch o o o o o o o o o o o n.s o o o o 

Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 Küstenwatt: Queller-Watt S.1.2 10 30 hoch + + + o o o o o n.s + n.s o n.s o o o k.W. 

" " Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 90 30 hoch o o o o o o o n.s o n.s o n.s o o o o 


Obere Salzwiese: unspezifisch S.3.0 Untere Salzwiese: Andel-Rasen S.2.1 100 50 hoch - - o o - o + n.s - n.s o n.s o o + k.W. 

Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 Untere Salzwiese: unspezifisch S.2.0 30 30 hoch o + + + + o + k.W. o k.W. o n.s o k.W. o k.W. 

" " Obere Salzwiese: Rotschwingel-Wiese S.3.3 30 30 hoch + + + + + o + + + + + + o o n.s o o + k.W. 

" " Obere Salzwiese: Quecken-Rasen S.3.7 40 30 hoch o o o o o o o o o o o n.s o o o o 

Auwaldentwicklung* Röhricht: Schilf KRP, NRS Auwaldkomplex WW (WH) 100 30 hoch k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

Röhricht: Sonstiges Röhricht KBR, FWR* Auwaldkomplex WW (WH) 100 30 hoch k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. k.W. 

* unter Gewährleistung der * KBR, FWR, KRS, KRH, KRZ, NRG, NRW, NRR, VER 

+ + 2,0 bis > 1,2 deutlich positiv 

Deichfußentwässerung hoch ≥ 40% Wertigkeit hoch + 1,2 bis > 0,4 leicht positiv 

mittel ≥ 20% Wertigkeit mittel o 0,4 bis - 0,4 neutral 

gering < 20% Wertigkeit gering - < - 0,4 bis -1,2 leicht negativ 

- - < - 1,2 bis - 2,0 deutlich positiv 

n.s nicht signifikant (Ausgangssituation und/oder Entwicklungsprognose) 

k.W. kein Wert (Ausgangssituation und/oder Entwicklungsprognose) 

Ohrenlerche 

Bewertung von Auswirkungen der Management-Optionen auf die Avifauna 

(Differenz der Indexwerte Vegetationstyp Ausgangssituation/Entwicklungsprognose klassifiziert dargestellt) 

prognostizierte Vegetationseinheit (nach ~ 15 Jahren) (Vergleich (Entwicklungsprog 

Rastvögel Brutvögel 

vorher/nachher) 

nose) Singvögel Gänse 

Küstenvögel 

Singvögel 

Schneeammer 

Nonnen- / Ringelgans 


Brandgans 


Rotschenkel 


Feldlerche 

Rohrammer 

Schafstelze 

Wiesenpieper 

Kiebitz 

Sonstige Arten 

Stockente 

Uferschnepfe


Hohe Biomassereduzierungen (≥ 40 % in Bezug auf den vorherigen Zustand) werden vor 

allem durch Management-Optionen mit einer hohen Nutzungsintensität wie Beweidungen mit 

hohen Besatzdichten ((1,5) 2-3 Rinder oder 3-6 Schafe/ha) oder Mahd erzielt, wobei eine 

Mahd bis September/Oktober die Biomassereduzierung gegenüber einer Mahd bis 

August/September - sofern keine Sommerfluten eintreten - deutlich erhöht. Aber auch durch 


beruht, wie die des Typs „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses“ oder auch „aktiver 

Prozessschutz“, können hohe Biomassereduzierungen erreicht werden. Als wenig 

zielführend hinsichtlich einer Treibselreduzierung können Management-Optionen angesehen 

werden, die geringe Biomassereduzierungen (< 20 % in Bezug auf den vorherigen Zustand) 

bewirken. Hierzu sind sehr geringe Nutzungsintensitäten auf Quecken-Rasen sowie die 

Management-Option „Schlegeln“ zu zählen. 

Die Bewertung der prognostizierten Vegetationsausprägung hinsichtlich des Leitbildes 

„Naturlandschaft“ entspricht weitestgehend den Erwartungen. Hohe Nutzungsintensitäten 

wie Beweidungen mit hohen Besatzdichten und „Schlegeln“ führen zu Vegetations- 

ausprägungen, die hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“ aufgrund einer einheitlichen 

Vegetationsstruktur und der Artenzusammensetzung mit „gering“ bewertet wurden. Mittlere 

Wertigkeiten ergeben sich für geringere Nutzungsintensitäten wie Beweidungen mit bis zu 

1,5 Rindern bzw. < 3 Schafen pro Hektar sowie für Mahd. Die Vegetationsausprägungen, die 

sich durch Management-Optionen, bei denen die Biomassereduzierung auf natürlichen 

Prozessen beruht, entwickeln, sind aufgrund der naturnahen Ausprägung als „hoch“ zu 

bewerten. 

Die Bewertung von Auswirkungen der Management-Optionen auf die Brut- und 

Rastvögel macht deutlich, dass sich eine Management-Option sehr unterschiedlich auf die 

jeweiligen Vogelarten auswirken kann. Beispielsweise wirkt sich die Management-Option 

„Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung des hydrologischen Systems“ 

für die rastenden Gänse eher negativ, hingegen für die brütenden Küstenvögel eher positiv 

aus. Somit wird deutlich, dass im Rahmen von Ausführungsplanungen standortspezifische 

Leitbilder erstellt werden müssen, aus denen hervorgeht, welche Arten vorrangig 

berücksichtigt werden sollen. Aus diesem Grund können die Management-Optionen 

hinsichtlich ihrer Auswirkungen auf die Brut- und Rastvögel nicht pauschal bewertet werden. 

Generell lässt sich jedoch sagen, dass eine Beweidung oder Mahd auf Quecken-Rasen mit 

zwei Ausnahmen (Beweidung mit 3-6 Schafen/ha für Kiebitz und Stockente) zu keiner 

Verschlechterung führt. Für viele Arten wird sogar eine leichte bis deutliche Verbesserung 

erreicht. Ähnliches gilt für die Management-Optionen, bei denen eine Biomassereduzierung 

auf natürlichen Prozessen beruht. Diese Management-Optionen wirken sich auf Quecken- 

Rasen für alle hier betrachteten Vogelarten positiv oder zumindest neutral aus. Beweidung 

wirkt sich durch die Bodenverdichtung allerdings negativ auf das Vorkommen von 

wirbellosen Tieren aus, welche eine wesentliche Nahrungsquelle für viele Brutvögel 

darstellen. 



Auf den Vegetationseinheiten der unteren Salzwiese (z.B. Andelrasen) wirken sich die 

Management-Optionen Beweidung oder Mahd zumindest auf rastende Gänse und von den 

Brutvögeln auf die Gruppe der Küstenvögel neutral bis positiv aus, wenn man von der Mahd 

im September/Oktober absieht, die für Nonnen-/Ringelgans und Brandgans negativ ist. 

Ebenso wirken sich Management-Optionen, bei denen eine Biomassereduzierung auf 

natürlichen Prozessen beruht, bei Anwendung auf die Vegetationseinheiten der unteren 

Salzwiese mit zwei Ausnahmen („passiver Prozessschutz“ für Nonnen-/Ringelgans und 

Stockente) ebenfalls neutral bis positiv aus. In den genannten Ausnahmen entsteht sehr 

hochwüchsige Vegetation, welche die Gänse nicht präferieren. 

Wie in Kapitel 0 beschrieben, sind insbesondere bei höheren Beweidungsintensitäten Alttiere 

vorzusehen, die sich in der Regel ruhiger verhalten als Jungtiere, somit weniger Viehtritt 

verursachen und Gelege eher umlaufen. Die Herdengröße spielt ebenfalls eine Rolle: je 

größer die Herde ist, umso stärker entwickeln diese Tiere Herdenverhalten. Beim Grasen 

und Fortbewegen einer großen, dichtstehenden Herde auf einer großen Weidefläche ist die 

Gefahr, dass Gelege durch Tritt zerstört oder brütende Vögel aufgescheucht werden, größer 

als auf einer kleinen Fläche mit einer geringen Tierzahl. 

Bei den Management-Optionen mit intensiven Beweidungsintensitäten könnte durch die 

verminderte Beweidungsintensität während der Brutzeit (bis zu 1,5 Rinder/ha bzw. 

2 Schafe/ha) und einer wiederum erhöhten Beweidungsintensität (bis zu 3 Rinder bzw. 

3-6 Schafe/ha) nach der Brutzeit sowohl ein treibselreduzierender Effekt als auch positive 

Auswirkungen auf die Avifauna (vergleichsweise geringerer Tritt zur Brutzeit, Verdrängung 

von Quecken-Rasen durch zeitweilig hohe Beweidungsintensität und günstigeres 

Nahrungshabitat für Rastvögel) erreicht werden. Allerdings ist der positive Effekt der 

Verdrängung reiner Quecken-Rasen durch hohe Beweidungsintensitäten gegen negative 

Effekte des Beweidungseinflusses abzuwägen. 

Negative Auswirkungen auf die Avifauna treten vor allem dann auf, wenn sich - wie bei den 

Management-Optionen „Beweidung mit 0,5-1,0 Rindern/ha“, „Mahd bis September/Oktober“ 

und „passiver Prozessschutz“ - die Vegetationseinheit der „Oberen Salzwiese: unspezifisch“ 

(Vegetationstypen der oberen Salzwiese außer Quecken-Rasen) zu einem Quecken- 

Reinbestand entwickelt. In diesem Fall sind die Auswirkungen auf die Avifauna neutral bis 

deutlich negativ. Aber auch die Entwicklung des Vegetationstyps von der „Oberen Salzwiese: 

unspezifisch“ hin zu Vegetationstypen der unteren Salzwiese oder Pionierzone entwickelt, 

wie sie z.B. durch die Management-Optionen „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses“ 

oder „aktiver Prozessschutz“ erfolgt, wirken sich eher negativ für die Avifauna aus. Dies liegt 

vor allem daran, dass der Vegetationstyp „Obere Salzwiese: unspezifisch“ (S.3.0) meist 

heterogene Vegetationsstrukturen mit Flächen niedriger und hochwüchsiger Vegetation 

aufweist, also sehr gute Bedingungen für eine Vielzahl der hier betrachteten Vogelarten, wie 

gute Tarnung der Gelege, Nahrungssuche und Sichtschutz, bietet. Gegenüber Standorten im 

Bereich der unteren Salzwiese mit vergleichbarer Vegetationsstruktur ist die „Obere 

Salzwiese: unspezifisch“ im Vorteil, da die Gefahr geringer ist, dass Gelege überflutet 

werden. 



Die Vorlandnutzung „Schlegeln“ konnte im Rahmen des Teilprojektes 3 (Kapitel 6) nicht 

berücksichtigt werden, da die Maßnahme erst seit 2008 im Rahmen eines Pilotprojektes 

erprobt wird. Erste Ergebnisse aus dem Monitoring zu der Schlegelmaßnahme deuten 

jedoch darauf hin, dass sich diese Management-Option für die wertbestimmenden 

Brutvogelarten des Nationalparks Niedersächsisches Wattenmeer deutlich negativ auswirkt. 

Dies gilt insbesondere für die Arten Rohrammer, Rotschenkel und Schafstelze, für die für die 

Jahre 2009 und 2010 im Vergleich zu den Bestandsdaten von 2004 deutlich weniger 

Brutnachweise, -verdachte erbracht werden konnten. Ursache hierfür dürfte die strukturelle 

Verarmung bzw. das Fehlen vorjähriger Vegetationsstrukturen sein, welche für die 

genannten Brutvogelarten entscheidende Habitatparameter darstellen. 

Eine sichere Bewertung der Maßnahme hinsichtlich ihres Einflusses auf die 

Vorlandvegetation ist trotz sich deutlicher abzeichnender Trends, wie Verschiebungen der 

Mengenanteile dominanter Arten, nach der bisherigen kurzen Entwicklungsdauer noch nicht 

möglich. Die Differenzierung für die Fragestellung irrelevanter kurzfristiger 

Bestandsschwankungen (natürliche Fluktuationen und stochastische Prozesse) von 

tatsächlichen Maßnahmenwirkungen erfordert die Fortsetzung der Untersuchungen über 

mehrere Jahre hinweg. 

Für die Management-Option „Röhricht-Mahd“ liegen ebenfalls keine Indexwerte vor, da hier 

im Rahmen des Teilprojektes 3 keine Untersuchungen vorgesehen waren. Anhand einer 

Literaturauswertung „Schilfmahd als Management-Option zur Treibselreduzierung in den 

Flussästuaren Niedersachsens - Auswirkungen auf Röhrichtbrüter und naturschutzfachliche 

Bewertung“ (Anhang 3) lassen sich aber die Auswirkungen wie folgt beschreiben. 

Die Gilde der Röhrichtbrüter zeichnet sich durch ihr besonderes ökologisches 

Anpassungspotenzial an den Lebensraum aus. Röhrichtbrüter sind Habitatspezialisten, die 

unterschiedliche ökologische Nischen im Röhricht besetzen sowie unterschiedliche 

Strukturen und Altersstadien benötigen. 

Die Literaturauswertung ergab, dass es durch Schilfmahd v.a. zu negativen Auswirkungen 

auf die Brutvogelfauna kommt. Schilfmahd führt zu einer strukturellen Vereinheitlichung und 

somit zu einer Verarmung von Röhrichten. Natürliche Prozesse wie Erosion oder Eisschur, 

die ebenfalls Schilfröhrichte strukturell stark verändern können, wirken in der Regel 

punktuell-kleinteiliger und sorgen durch das Nebeneinander mit Altschilfbeständen für 

abwechslungsreiche Strukturen. Sie sind daher in der Wirkung mit Schilfmahd keineswegs 

vergleichbar. Die strukturelle Vereinheitlichung durch Mahd ist über Jahre erkennbar und 

macht sich im Fernbleiben von Arten oder in geringeren Siedlungsdichten nachhaltig 

bemerkbar. So fehlen beispielsweise Drossel- und Teichrohrsängern stabile, alte Halme aus 

dem Vorjahr zur Nestanlage. Arten wie z.B. Bartmeise, Rohrschwirl, Rallen fehlt die Schicht 

abgeknickter Altpflanzen als Brut- und Nahrungsplatz. Die Studien ergaben, dass gemähte 

Flächen im ersten Jahr nach einer Wintermahd von keiner Art besiedelt wurden. Die 

Wiederbesiedlung einmal geschnittener Schilfe dauert umso länger, je stärker Arten an 

Altschilfstrukturen wie z.B. die Knickschicht gebunden sind (z.B. Bartmeise > 5 Jahre). 



Neben der strukturellen Beeinträchtigung kommt es durch die Abfuhr oder Zerkleinerung des 

Schilfs zum Verlust Schilf bewohnender Insekten, Spinnen etc. Diese fehlen als 

Nahrungsgrundlage in den Revieren der Brutvögel, wobei Schilfröhrichte aufgrund der 

geringen Produktion von tierischer Biomasse ohnehin schon als relativ nahrungsarme 

Habitate gelten, in denen die Bewohner zusätzlich von außen Nahrung eintragen müssen. 

Die auch von Teilen des Naturschutzes vorgebrachte Argumentation, Schilfmahd führe zu 

einer Aufwertung durch Erhöhung der Randlinienanteils, wird widerlegt. Eher muss davon 

ausgegangen werden, dass sie zu direkter Störung und zu einer Zerschneidung ursprünglich 

großflächiger Röhrichte führt. Einzelne Studien ergaben, dass zudem das Prädationsrisiko in 

gemähten Schilfröhrichten doppelt so hoch und höher sein kann. 

Naturschutzfachlich kann also die Schilfmahd zu negativen Auswirkungen auf die Schutz- 

und Entwicklungsziele europäischer Vogelschutzgebiete und FFH-Gebiete der Ästuare 

führen. 

Um die Konflikt zwischen Brutvogel-Schutz und Röhricht-Mahd zu vermeiden, sollte auf 

diese Management-Option verzichtet werden. Röhrichte sollten entweder nur in 

geschützteren Lagen mit geringem Potenzial des Biomasseaustrages gefördert werden oder 

als wasserseitiger Streifen vor Tide-Auwäldern vorgesehen werden. Schilftreibsel wird sich 

dann im Auwaldgürtel ablagern. 

Durch die Management-Option „Auwaldentwicklung“ erfolgt eine Sukzession der Vegetation 

von Röhrichtbeständen hin zu Weichholzauen. Demzufolge ist auch ein weitgehender 

Artenaustausch der Vogelarten von Röhricht-Arten hin zu charakteristischen Arten der 

Weichholzauen zu erwarten. Da die Entwicklung von Auwäldern als treibselreduzierende 

Maßnahme in Form von Auwald-Streifen vorgesehen wird, bleiben für Röhricht-Arten 

entsprechende Habitate – wenn auch in verringerter Ausdehnung – erhalten. Gleichzeitig 

werden seltene und für die Avifauna wertvolle (FLADE 1994) Weichholzauen-Habitate 

geschaffen. Den hohen naturschutzfachlichen Wert von Weidenwäldern auf die Avifauna 

begründet FLADE (1994) mit „extrem hohe Artenzahlen“ und insbesondere aufgrund der 

Gesamtdichte der Brutvögel. Die typische Vogelgemeinschaft wird aufgrund der Naturnähe 

des Habitats als ebenfalls sehr naturnah eingestuft. Bei entsprechender Entwicklung des 

Auwaldbestandes bietet der Strukturreichtum dieses Lebensraumes einen kleinteiligen 

Wechsel verschiedener Strukturen sowie einen Insektenreichtum, der günstige Nahrungs- 

und Nistmöglichkeiten für eine Vielzahl von Arten – auch gefährdeter sowie seltener Arten – 

bietet. FLADE (1994) führt als Leitarten Beutelmeisen, Gelbspötter, Pirol, Nachtigall, und 

Kleinspecht auf (in dieser Auflistung sind nur die Arten genannt, deren Verbreitungsgebiet 

sich mit dem Betrachtungsraum deckt). 

Selbst bei ausgedehnteren Auwaldanpflanzungen, beispielsweise auf der gesamten Breite 

eines Vorlandbereiches, blieben Röhricht-Habitate in Form von gewässerseitigen 

Röhrichtstreifen entlang des Auwaldes in geringer Ausprägung erhalten. Somit wird diese 

Management-Option hinsichtlich der Auswirkungen auf die Avifauna leicht negativ auf 

einzelne Röhrichtarten eingeschätzt, wobei jedoch seltene und ebenfalls naturschutzfachlich 

wertvolle Auwaldhabitate neu geschaffen werden. 




Anhand der Prognose zur Biomassereduzierung, der Bewertung der prognostizierten 

Vegetationsausprägung hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“ und der Bewertung der 

Auswirkungen auf die bedeutenden Rast- und Brutvögel konnten die Auswirkungen der 

Management-Optionen bezüglich der Vegetation und der Avifauna umfassend beschrieben 

werden. 

Es mag zunächst erstaunen, dass in der Tabelle 56 die gleichen Vegetationseinheiten 

unterschiedlich bewertet werden. Dies liegt daran, dass nicht nur die reine Artenkombination 

bewertet wurde, sondern auch der Besatz mit nicht natürlichen Herbivoren (z.B. Rinder, 

Schafe), da für deren Haltung eine Entwässerung der Böden und ein Netz von Triebwegen 

und ggf. Zäunen notwendig ist. Dazu kommt der Vertritt bei Beweidung, der sich in einer 

veränderten Vegetationsstruktur und, bei gleicher Artenzusammensetzung, 

unterschiedlichen Deckungsanteilen der Arten niederschlägt. Zudem sind die 

Vegetationsgemeinschaften in der Strategie „Naturlandschaft“ häufig kleinflächiger und 

ineinander verzahnter ausgeprägt, was die Artenvielfalt auf Landschaftsebene verstärken 

kann. Dieser Aspekt führt dazu, dass auch nahezu einartige Queckenbestände unter der 

Strategie „Naturlandschaft“ als „hoch“ bewertet wurden. 

Hinsichtlich der Biomassereduzierung sind neben Management-Optionen mit hohen 

Nutzungsintensitäten (Beweidung mit hohem Besatz und vor allem der späten Mahd) auch 

die Management-Optionen „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung des 

hydrologischen Systems bzw. durch Bodenabtrag“ sehr effektiv. Letztere, auf natürlichen 

Prozessen beruhende Management-Optionen, bedingen eine naturnahe 

Vegetationsausprägung mit einer heterogenen Struktur und einem kleinräumigen 

Nebeneinander von verschiedenen Lebensräumen. Zudem unterliegen sie keiner ständigen 

Pflege. Somit stellt die „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung des 

hydrologischen Systems bzw. durch Bodenabtrag“ aus treibselreduzierender und 

naturschutzrechtlicher Sicht eine äußerst günstige Management-Optionen dar. Allerdings ist 

hierbei zu berücksichtigen, dass die Umsetzung vorerst eine deutliche Veränderung des 

- wenn auch anthropogen geformten - Naturhaushalts darstellt (Bodenumlagerung, 

Bodenabtrag), mit einmalig erheblichen Kosten verbunden ist und im Falle von Bodenabtrag 

die Verwendung der Bodenmassen gegeben sein muss. Demzufolge sind die Management- 

Optionen des Typs „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses“ nur auf begrenzten 

Vorlandflächen nutzbar. 

Für die Management-Option „Schlegeln/Mulchen“ wird mit 5–10 % die geringste 

Biomassereduzierung prognostiziert. Diese Annahme ist dabei noch sehr optimistisch, denn 

wie sich in den letzten Jahren gezeigt hat, sind frühzeitige Sturmfluten im Oktober/November 

keine Seltenheit (Jahr - Monat der ersten Sturmflut: 2006 – Okt., 2007 - Nov., 2008 - Okt., 

2009 - Okt., 2010 – Okt; schriftlich NLWKN). Dann wird die gesamte geschlegelte/gemulchte 

Biomasse aufgeschwemmt und an den Deich gespült, die ansonsten zu einem mehr oder 

weniger hohen Anteil auf der Fläche verblieben wäre. Im Rahmen des genannten 

Pilotprojektes werden Versuche zur Optimierung dieser Management-Option unternommen, 

deren Ergebnisse erst im Jahr 2012 vorliegen werden. Daher wird im Rahmen dieses 



Forschungsvorhabens diese Management-Option nicht für die modellhaften 

Managementkonzepte in Betracht gezogen. 

Nach den Prognosen ergibt sich bei den meisten Management-Optionen eine 

Biomassereduzierung von 20-50 %. Lediglich bei Mahd im Herbst und bei intensiver 

Beweidung sind Reduzierungen bis zu 90 % möglich. Sofern man davon ausgeht, dass der 

Anteil der oberirdischen Biomasse aus den Vorland-Beständen, der als Treibsel auf den 

Deich geworfen wird, gleich bleibt, entspricht die Biomassereduzierung der 

Treibselreduzierung. Nach Literaturangaben und unseren Daten liegt dieser Anteil 

durchschnittlich bei etwa 10 bis 20 % der stehenden Biomasse (unter Berücksichtigung der 

bereits durch Nutzung abgeführten Mengen) (Kapitel 5.3.4). 

Allerdings dürfte der Anteil der Biomasse, der aus den Vorlandflächen als Treibsel 

ausgetragen wird, bei einer sehr geringen stehenden Biomassemenge deutlich geringer sein, 

da zum einen die Angriffsfläche der Vegetation gegenüber Strömungs- und Wellenenergie 

sehr gering ist und zum anderen die vorwiegend jungen Pflanzenteile elastischer sind und 

somit ein geringes Potenzial der Treibselentstehung besteht. Bei einer mittleren bis hohen 


stehenden Biomassemenge hingegen ist die Angriffsfläche größer und es ist mehr altes, 

hohe Biomassereduzierung 

sprödes Pflanzenmaterial vorhanden (sofern keine flächige Mahd erfolgte), wodurch das 

Potenzial des Biomasseaustrages höher ist. Der treibselreduzierende Effekt wird also bei 

ringere Biomassereduzierung 

einer hohen Biomassereduzierung noch durch das geringere Potenzial des 

Biomasseaustrages Legende: stehende der verbleibenden Biomasse Herbst Biomasse Treibselanteil erhöht (vgl. Abbildung Biomassereduzierung 53). 

Vegetation und die Avifauna) negativ bewertet werden. Management-Optionen, die eine 

Legende 

Entwicklung von Quecken-Rasen zu anderen Ausprägungen der oberen Salzwiese bzw. der 

Stehende Biomasse Herbst 

unteren Salzwiese Biomassereduzierung 

begünstigen, sind: 

Beweidung Treibsel mit Nutzungsintensitäten ≥ 1,5 Rindern bzw. ≥ 3 Schafen/ha. Diese 


stehende Biomasse Herbst geschätzter Treibselanteil 

Abbildung 53: Verhältnis von Biomassereduzierung zur Treibselreduzierung 

Die Auswirkungen der Management-Optionen auf die Avifauna sind artspezifisch und können 

daher nur bedingt pauschal bewertet werden. Grundsätzlich lässt sich aber für die 

Salzwiesen der Festlandsküste festhalten, dass reine Quecken-Rasen hinsichtlich der 

Bewertungsansätze (Biomassereduzierung, Bewertungen der Auswirkungen auf die 

Option ist mit relativ geringen Anfangskosten, aber relevanten Folgekosten 

verbunden, um die Entwässerung zu garantieren. 

Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung des hydrologischen 

Systems und Einstau oder durch Bodenabtrag. Diese Option ist mit mittleren


Anfangskosten und mittleren bis geringen Folgekosten verbunden, vor allem um den 

Einstau zu sichern. 

„Aktiver Prozessschutz“, also einer Verfüllung von Entwässerungsgräben, ggf. 

Initialisierung von Prielsystemen und Nutzungsaufgabe. Diese Option ist mit relativ 

hohen Anfangskosten, aber geringen Folgekosten verbunden. 

Hingegen wird die Entwicklung hin zu Quecken-Beständen durch folgende Management- 

Optionen auf Vegetationsausprägungen der oberen Salzwiese begünstigt: 

Beweidung mit 0,5 – 1,0 Rindern pro Hektar, 

Salzwiesen-Mahd, 

Schlegeln, 

„passiver Prozessschutz“, also keine Nutzung und Aufgabe der Unterhaltung von 

Entwässerungssystemen (ohne weitere Veränderung). 

Ein sinnvoll gestaltetes Beweidungsmanagement mit mittleren, auf Teilflächen bzw. zeitlich 

begrenzt auch höheren Beweidungsintensitäten sowie Management-Optionen, bei denen die 

Biomassereduzierung auf natürlichen Prozessen beruht (Ausnahme „passiver 

Prozessschutz“), wirken sich sowohl aus treibselreduzierender Sicht als auch hinsichtlich der 

Habitatansprüche der hier betrachteten Vogelarten überwiegend positiv aus. Es bietet sich 

sogar ein enges Nebeneinander dieser Management-Optionen an: beispielsweise mittlere 

bis hohe Nutzungsintensitäten auf deichparallelen Vorlandstreifen mit einer Breite von etwa 

100 m (nur bei tiefen Salzwiesen) und daran seeseitig angrenzend Flächen, die durch 

Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses oder durch „aktiven Prozessschutz“ mit 

Strategien der „Natürlichen Dynamik“ gemanagt werden. 

Bei jedem Management sind allerdings die standörtlichen Gegebenheiten (u.a. 

naturräumliche Ausstattung, Höhenlage, Schutzziele, Nutzungsinteressen, Küstenschutz- 

funktionen) zu berücksichtigen, da dies für eine erfolgreiche Umsetzung unerlässlich ist. 

Zudem sollte bei der Umsetzung von Management-Optionen - insbesondere für diejenigen, 

deren Auswirkungen auf die Vegetation, Avifauna und weitere Schutzgüter wenig bekannt 

sind - ein mehrjähriges Monitoring vorgesehen werden, um die hier erstellten Prognosen und 

Bewertungen zu prüfen und ggf. korrigierend eingreifen zu können. 

Die Auswirkungen einer Röhricht-Mahd auf Röhrichtbrüter wurde im Anhang 3 sowie 

zusammenfassend in Kapitel 7.4.3 dargestellt. Demnach wirkt sich diese Management- 

Option vorwiegend negativ auf die Brutvogelfauna aus. Zudem sind alle Röhrichtbestände 

gesetzlich geschützte Biotope im Sinnes des § 30 Abs. 2 Nr. 2 BNatSchG und überwiegende 

Flächenanteile unterliegen einem Schutzstatus als europäisches oder nationales 

Schutzgebiet. Somit ist eine hohe naturschutzfachliche Konfliktträchtigkeit dieser 

Management-Option „Röhricht-Mahd“ gegeben. Zur Lösung dieser Konflikte sind 

verschiedene Ansätze denkbar. 



Eine regelmäßige Röhricht-Mahd im Herbst wäre aus treibselreduzierender Sicht vor allem 

an Standorten erwägbar, deren Röhrichtflächen zum einen eine exponierte Lage (hohe 

Strömungs- und Wellenenergie, hohes Potenzial an Biomasseaustrag) und zum anderen 

eine Lage zur Deichlinie aufweisen, die eine hohe Treibselanlandung am Deichfuß 

begünstigt, also auf röhrichtbestandenen Vorlandflächen entlang von Deichabschnitten, die 

nach Sturmfluten hohe Treibselmengen aufweisen. Da durch die regelmäßige Röhricht-Mahd 

im Herbst Habitate europäischer Vogelarten dauerhaft zerstört oder zumindest abgewertet 

würden (vgl. Kapitel Anhang 3), wäre ein Ersatz an Röhrichtflächen an anderer Stelle zu 

schaffen. Um hier aber keinen neuen Bereich hoher Treibselentstehung zu schaffen, kämen 

nur geschützte Lagen in Frage, bei denen ein hoher Biomasseaustrag unwahrscheinlich 

wäre. 

Auch wenn die Bewertung der Wirtschaftlichkeit der Management-Optionen nicht 

Gegenstand dieser Arbeit ist, so soll an dieser Stelle dennoch darauf hingewiesen werden, 

dass die Röhricht-Mahd eine jährliche Nutzung mit beträchtlichem Aufwand (ungefrorene 

Böden erschweren die Zugänglichkeit) bei derzeit ungeklärter Verwendbarkeit des Mahdguts 

darstellt. Eine regelmäßige Mahd wäre erforderlich, da das Eintreten einer schweren 

Sturmflut nicht vorhersehbar ist. Des Weiteren wären Ersatzhabitate zu schaffen, bei denen 

ein Biomasseaustrag nicht ausgeschlossen werden kann, deren Planung und Ausführung 

ebenfalls mit Kosten verbunden sind. Unter Berücksichtigung der genannten Aspekte ist die 

Eignung der Röhricht-Mahd als treibselreduzierende Management-Option und die 

naturschutzfachliche Vertretbarkeit äußerst fraglich. 

Ein weiterer Lösungsansatz ist der Verzicht auf eine Röhricht-Mahd und anstelle dessen eine 

Förderung der Entwicklung von Tide-Auwäldern, welche als Management-Option in Kapitel 0 

auch vorgesehen wird. Somit könnte zum einen eine Treibselreduzierung durch Verringerung 

des Potenzials an Treibselentstehung sowie an Biomasseaustrag und zum anderen eine 

naturschutzfachliche Aufwertung dieses Lebensraumes erreicht werden, da viele 

Röhrichtbrüter von einem Komplex von Schilf- und Gehölzbeständen profitieren 

(Zwergdommel, Beutelmeise, Nachtigall). 

Im Zuge der Bearbeitung und in der anschließenden Diskussion der Ergebnisse der 

genannten Literaturauswertung wurden Wissensdefizite deutlich. Diese sind in erster Linie 

Erkenntnislücken in Bezug auf naturräumliche Gegebenheiten wie z.B. eine mögliche 

strukturelle Veränderung der Tideröhrichte (z.B. verursacht durch Stromausbauten und 

-vertiefungen) sowie eine Einschätzung der wesentlichen Ursachen der 

Gefährdungssituation der Röhrichtbrüter in den Ästuaren, die sich im derzeit überwiegend 

mäßigen bis schlechten Erhaltungszustand vieler Röhrichtbrüter widerspiegelt. Die einzelnen 

Fragestellungen und Antwortthesen werden in der genannten Literarturauswertung (Anhang 

3) geschildert. 

Röhrichte gehören nach dem BNatSchG § 30 zu den gesetzlich geschützten Biotopen, für 

welche Handlungen, die zu einer Zerstörung oder einer sonstigen erheblichen 

Beeinträchtigung führen, verboten sind. Bei einer Auwaldanpflanzung würde zwar der 

Biotoptyp „Röhricht“ zurückgedrängt werden, allerdings würden sich anstelle dieser Auwälder 



entwickeln, die für Teilbereiche der Ästuare des Betrachtungsraumes als potenziell 

natürliche Vegetation anzusehen sind (KESEL 1999, KAISER ET AL. 2003), die gemäß 

BNatSchG § 30 ebenfalls zu den gesetzlich geschützten Biotopen gehören und für die 

Avifauna von hohem naturschutzfachlichen Wert sind FLADE (1994). Darüber hinaus gehören 

Weiden-Auwälder nach Anhang I der FFH-Richtlinie (92/43/EWG) zu den prioritären 

Lebensraumtypen (91E0) mit besonders hohem Schutzstatus, welche im Betrachtungsraum 

mit 114 ha nur zu einem vergleichsweise geringen Flächenanteil (gegenüber Röhrichten der 

Ästuare mit 2205 ha) vertreten sind. Demnach erfolgt durch diese Management-Option an 

dafür geeigneten Standorten keine naturschutzfachliche Wertminderung. 

7.5 MODELLHAFTE MANAGEMENTKONZEPTE – DARSTELLUNG UND 

BEWERTUNG 


Für eine Auswahl der detailliert untersuchten Flächen sollen modellhafte 

Managementkonzepte erstellt werden, bei denen auf die im Rahmen dieses Projektes 

erarbeiteten Management-Optionen zurückgegriffen werden soll. Anhand dieser 

modellhaften Managementkonzepte können exemplarisch Möglichkeiten eines 

Vorlandmanagements zur Treibselreduzierung dargestellt werden. Auf dieser Grundlage soll 

eine standortbezogene Prognose der Vegetationsentwicklung und der Biomassereduzierung 

sowie eine Bewertung der naturschutzfachlichen Auswirkungen, die eine Gegenüberstellung 

verschiedener Konzepte ermöglicht, erfolgen. 

Eine Bewertung des Nutzens und der Ökonomie dieser Managementkonzepte, wie z.B. eine 

Kostenkalkulation oder das Aufzeigen von Perspektiven von Nutzung und Pflege, ist nicht 

Gegenstand dieses Projektes (vgl. 7.4.1). 


7.5.2.1 FLÄCHENAUSWAHL 

Zur Auswahl der Flächen, für die modellhafte Managementkonzepte erstellt werden sollen, 

wurden folgende Grundsätze berücksichtigt: 

Die ausgewählten Flächen sollen innerhalb der für die Teilprojekte 2 und 3 (Kapitel 5 und 

6) festgelegten Probeflächen liegen, da hierfür detaillierte Ergebnisse 

zur Biomasse, Produktivität und dem winterlichen Austrag für alle dominanten 

Pflanzengesellschaften, 

zu der Höhe der durch die Nutzung entnommenen Biomasse bei beweideten und 

gemähten Flächen, 

zum Brutvogelbestand, zu Vegetationsstrukturparametern sowie zum 

Nahrungsangebot vorliegen und 



diese Probeflächen entscheidende Voraussetzungen (z.B. unterschiedliche 

landwirtschaftliche Nutzungen, Mindestgröße der Fläche, unbedeichte Vorländer) 

erfüllen (vgl. Kapitel 4.3). 

Es sollen vornehmlich Vorlandflächen einbezogen werden, für die Höheninformationen 

aus Laserscanbefliegungen vorliegen, da Management-Optionen, die auf dem 

Management-Typ „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses“ basieren, nur auf dieser 

Datengrundlage konzipiert werden können (gilt nur für Vorländer der Festlandsküste, 

nicht für die der Ästuare). 

Es sollen vorrangig öffentliche Flächen berücksichtigt werden, da bei Privatflächen eine 

spätere Umsetzung der Management-Optionen schwierig sein könnte. 

Des Weiteren sollen als Modellflächen vorrangig Vorlandflächen in Betracht gezogen 

werden, 

die einen „Schwerpunktbereich“ für ein Vorlandmanagement Treibselreduzierung 

darstellen; also ein hohes Potenzial der Treibselentstehung sowie ein hohes Potenzial 

des Biomasseaustrages aufweisen (vgl. Kapitel 7.2.3.2), 

deren naturschutzfachliche Wertigkeit hinsichtlich der Vegetationsausprägung und des 

avifaunistischen Artenspektrums eher als gering einzustufen ist, da hier Maßnahmen im 

Zuge eines Treibselvorlandmanagements in ein - wenn auch anthropogen geformtes - 

„Ökosystem“ naturschutzrechtlich vertretbarer sind, 

die sich aufgrund ihrer naturräumlichen Ausstattung unterscheiden (z.B. Grad der 

anthropogenen Prägung), so dass für verschiedene Ausgangssituationen modellhafte 

Managementkonzepte zu erstellen sind und ein weites Spektrum an Management- 

Optionen bei den modellhaften Managementkonzepten Anwendung findet. 

Die Vorlandflächen für die modellhaften Managementkonzepte werden anhand der 

genannten Kriterien ausgewählt. 

7.5.2.2 ENTWICKLUNG MODELLHAFTER MANAGEMENTKONZEPTE 

Ziel der modellhaften Managementkonzepte ist, exemplarisch Möglichkeiten des 

Vorlandmanagements zur Treibselreduzierung für ausgewählte Vorlandbereiche darzustellen 

und anhand dieser die unterschiedlichen Auswirkungen aufzuzeigen. 

In der Regel werden für ein Vorlandmanagement zur Treibselreduzierung von 

Deichverbänden und Landwirten Management-Optionen in Form einer Landnutzung 

präferiert. Im Gegensatz hierzu stehen die Interessen der Nationalparkverwaltung und 

Naturschutzvertreter, die eine Biomassereduzierung auf Grundlage natürlicher Prozesse 

sowie Pflegenutzungen bevorzugen. Da die Ergebnisse des Teilprojektes 2A (Kapitel 5.2) 

ergeben, dass eine Biomassereduzierung durch Management-Optionen, die auf natürlichen 

Prozessen beruhen, im Vergleich zu Management-Optionen, die eine Landnutzungen 

bedingen, durchaus vergleichbare Biomassereduzierungen erreicht werden können, sollen 

diese beiden Strategien für jede Modellfläche berücksichtigt werden. Somit werden pro 

Modellfläche zwei modellhafte Managementkonzepte erstellt: eines, welches vorrangig auf 

Management-Optionen der Strategie „Natürliche Dynamik“ beruht, und eines, das 



Management-Optionen der Strategie „Kultureinfluss“ stärker berücksichtigt. Ein 

Nebeneinander von Management-Optionen beider Strategien soll hierbei nicht 

ausgeschlossen sein, sofern dies als sinnvoll erachtet wird. Anhand dieser 

Managementkonzepte unterschiedlicher Strategien können die Auswirkungen anschaulich 

dargelegt und gegenübergestellt werden. 

Damit eine Vielzahl an Management-Optionen bei den modellhaften Managementkonzepten 

exemplarisch angewendet und somit die unterschiedlichen Auswirkungen am Beispiel 

darstellt werden können, wurden die einzelnen Management-Optionen möglichst nur für ein 

Konzept großflächig vorgesehen. Dennoch wurden die modellhaften Managementkonzepte 

auf Grundlage einer Analyse der Ausgangssituation und Problemstellung für jede 

Modellfläche individuell ausgearbeitet. 

Für die naturschutzfachliche Bewertung ist die Formulierung eines Leitbildes als 

Bewertungsmaßstab erforderlich. Aufgrund des Schutzstatus überwiegender Flächenanteile 

des Betrachtungsraumes als Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer, FFH-, EU-Vogel- 

und Landschaftsschutzgebiet sind als oberstes Ziel der Schutz natürlicher Prozesse und die 

Entwicklung von natürlichen Zuständen in den Vorländern der Salzmarschen und Ästuare 

anzusehen. Dieses Ziel wird im Weiteren unter dem generellen Leitbild „Naturlandschaft“ für 

den gesamten Betrachtungsraum vorausgesetzt. 

Für die Erstellung von Managementplänen im Rahmen von Ausführungsplanungen ist das 

Leitbild standortbezogen zu konkretisieren, da sich kein Management auf alle 

Bewertungskriterien positiv auswirken kann und somit konkretere Bewertungsmaßstäbe 

definiert werden müssen. Hierunter fallen klassische Ziele des Naturschutzes wie Biotop- 

und Artenschutz. So könnte beispielsweise das standortspezifische Leitbild für 

Vorlandbereiche des Jadebusens den Rotschenkel aufgrund des Vorkommens- 

schwerpunktes vorrangig berücksichtigen, hingegen ein standortspezifisches Leitbild für 

Vorlandbereiche der Leybucht den Schutz der nordischen Gänse. 

Die naturschutzfachliche Bewertung der modellhaften Managementkonzepte wird aus 

verschiedenen Gründen auf Grundlage des generellen Leitbildes „Naturlandschaft“ 

vorgenommen: 

Nur anhand eines einheitlichen Bewertungsansatzes ist eine Vergleichbarkeit der 

einzelnen Konzepte möglich (vgl. Kapitel 7.5.2.3). 

Die Übertragbarkeit der modellhaften Managementkonzepte auf vergleichbare 

Vorlandbereiche des Betrachtungsraumes soll gegeben sein. 

7.5.2.3 BEWERTUNG MODELLHAFTER MANAGEMENTKONZEPTE 

Die Bewertung der modellhaften Managementkonzepte erfolgt im Wesentlichen analog zur 

Bewertung der Management-Optionen (Kapitel 7.4.2) und teilt sich demzufolge ebenfalls in 

drei Hauptkomponenten: 

1. Prognose der Biomassereduzierung, 



2. Bewertung der prognostizierten Vegetationsausprägung hinsichtlich eines Leitbildes, 

3. Bewertung der Auswirkungen auf Brut- und Rastvögel. 

Das Vorgehen dieser Bewertungen wurde unter Kapitel 7.4.2 ausführlich erläutert und wird 

daher an dieser Stelle nicht erneut aufgeführt. 

Die Auswirkungen der modellhaften Managementkonzepte auf die Brut- und Rastvögel soll 

am Beispiel von sechs Arten verschiedener Artengruppen dargestellt werden, da die 

Bewertung aller im Rahmen des Teilprojektes 3 berücksichtigten Arten (17) sehr umfänglich 

und für eine modellhafte Bewertung wenig zielführend wäre. Folgende Arten (Artengruppen) 

wurden beispielhaft für die Bewertung ausgewählt: Schneeammer (rastende Singvögel), 

Nonnen- und Ringelgans (rastende Gänse), Austernfischer, Rotschenkel (brütende 

Küstenvögel) und Wiesenpieper (brütende Singvögel). Die naturschutzfachliche Bewertung 

derselben Arten für jedes Managementkonzept ermöglicht zudem den Vergleich 

untereinander. Diese Auswahl stellt keine Gewichtung der Bedeutung dieser Arten als 

Bewertungsgrundlage dar. Welche Arten bei Ausführungsplanungen bewertungsrelevant 

sind, ist aus den standortspezifischen Leitbildformulierungen abzuleiten. Da die modellhaften 

Managementkonzepte u.a. aus Gründen der Vergleichbarkeit nicht auf standortbezogenen 

Leitbildern basieren (Kapitel 7.5.2.2), wurde eine Artenauswahl für die modellhafte 

Bewertung getroffen. 

Die naturschutzfachliche Bewertung der Brut- und Rastvögel beruht auf den in Teilprojekt 3 

ermittelten Indexwerten (Anhang 2). Im Gegensatz zur Bewertung der Management- 

Optionen allgemein, bei der für die Ausgangssituation von einer Nichtnutzung ausgegangen 

wurde, kann bei der Bewertung der modellhaften Managementkonzepte bei der 

Ausgangssituation auch die vorhandene Nutzungsform berücksichtigt werden. Die 

Ergebnisse der Bewertung mittels Indexwerten werden - nicht wie bei der Bewertung der 

Management-Optionen als Differenzwert zwischen Ausgangssituation und 

Entwicklungsprognose - sowohl für die Ausgangssituation als auch für die Entwicklungs- 

prognose anhand von Tellerdiagrammen dargestellt. 

Die für die Bewertung herangezogenen Indexwerte stellen immer den Einfluss des 

Vegetationstyps für eine Art dar, der Einfluss der Nutzungsform hingegen kann nur für einen 

Teil der Indexwerte dargestellt werden (Kapitel 7.4.2, Anhang 2). Sofern für eine 

Kombination Vegetationstyp/Nutzungsform kein Indexwert vorlag, wurde auf den Indexwert 

„gesamt“ zurückgegriffen, der zwar die Einflüsse des Vegetationstyps, nicht aber den 

Einfluss der Nutzungsform wiedergibt. Die Nutzungsform kann aber deutlichen Einfluss auf 

die Habitatpräferenzen (Änderung der Struktur, Viehtritt, Bodenverdichtung, Stress) haben. 

Auch wenn der Einfluss der Nutzungsform im Indexwert enthalten ist, so fehlt dennoch der 

Einfluss der Nutzungsintensität. Die Indexwerte für die Nutzungsform „Beweidung“ 

differenzieren beispielsweise nicht zwischen sehr extensiver und intensiver Beweidung. 

Aufgrund der genannten Einflüsse, die durch die Indexwerte nur bedingt (Nutzungsform) 

oder gar nicht (Nutzungsintensität) wiedergegeben werden können, ist bei einigen 



Bewertungen auf Grundlage von dem Wissen aus der Feldarbeit und Literaturauswertungen 

eine Prüfung und ggf. Korrektur vorzunehmen. Sofern Korrekturen erforderlich sind, werden 

diese verbal argumentativ erläutert und in den grafischen Bewertungsübersichten dargestellt 

(vgl. Abbildung 52). 


7.5.3.1 VORLANDFLÄCHENAUSWAHL FÜR MODELLHAFTE 

MANAGEMENTKONZEPTE 

Anhand der unter Kapitel 7.5.2.1 erläuterten Kriterien wurden für die Festlandsküste von 

den detailliert untersuchten Probeflächen drei Vorlandbereiche für modellhafte Management- 

konzepte ausgewählt, die in Tabelle 57 aufgeführt sind. 

Tabelle 57: Flächenauswahl modellhafte Managementkonzepte an der Festlandsküste 

Vorlandbereiche vorhandene Nutzung Ausschlußkriterien bzw. Entscheidung 

Leybucht 

(Buscher Heller) 

Norderland 

(Hilgenriedersiel-Neßmersiel) 

Teilfläche A 

„Hilgenrieder Außengroden“ 

Beweidung mit 1,0 

Rindern/ha, Brache 


Rindern/ha, Brache 

Teilfläche B Beweidung mit 1,0 

Rindern/ha 

Teilfläche C 

„Neßmersieler Außengroden“ 

Teilfläche D Beweidung mit 1,5 

Rindern/ha 

südwestlicher Jadebusen 

(Dangast - Jade Wapeler Siel) 

„Nordender Außengroden“ 

östlicher Jadebusen 

(Augustgroden) 

Fläche fällt raus 

(mittelhohe stehende Biomasse, wenig bis 

mäßig viel Treibsel, strukturreicher) 

als Modellfläche ausgewählt 

(sehr hohe stehende Biomasse, viel Treibsel, 

strukturarm) 


(hohe stehende Biomasse, viel Treibsel, 

strukturärmer) 

Brache als Modellfläche ausgewählt 


strukturarm) 


(mittelhohe stehende Biomasse, viel Treibsel, 

strukturreicher) 

Mahd, Brache als Modellfläche ausgewählt 


strukturarm) 

Teilfläche A Mahd, Brache Fläche fällt raus 

(hohe stehende Biomasse, viel Treibsel, 

strukturärmer) 

Teilfläche B Brache Fläche fällt raus 

(mittelhohe stehende Biomasse, wenig bis viel 

Treibsel, strukturreicher) 

Die Lage der ausgewählten Flächen für die modellhaften Managementkonzepte zeigen die 

Abbildung 54 und Abbildung 55. 



Abbildung 54: Lage der Modellflächen des Norderlandes, westlich gelegen „Hilgenrieder 

Außengroden“ und östlich gelegen „Neßmersieler Außengroden“ 

Quelle: Auszug aus den Geobasisdaten der Niedersächsischen Vermessungs- und 

Katasterverwaltung 

Abbildung 55: Lage der Modellfläche im südwestlichen Jadebusen „Nordender Außengroden“ 


Katasterverwaltung, 



Von den detailliert untersuchten Flächen der Ästuare wurde eine Modellfläche, für die 

modellhafte Managementkonzepte erstellt werden sollen, ausgewählt. Die Auswahlkriterien 

sind in der Tabelle 58 aufgeführt. 

Tabelle 58: Flächenauswahl modellhafte Managementkonzepte an den Ästuaren (Weser) 

Vorlandbereich vorhandene Nutzung Ausschlußkriterien bzw. Entscheidung 


Abser Sand Mahd im Sommer Fläche fällt raus 

(geringe stehende Biomasse, kein Treibsel, kein 

Röhricht) 

Dreptersiel Mahd im Sommer, 

Brache 

rechte Weserseite 

Rechtenfleth-Lunesiel 

„Neuenlander Außendeich“ 

Röhricht-Mahd Winter, 

Brache 


(geringe stehende Biomasse, wenig Treibsel, kein 

Röhricht) 

als Modellfläche ausgewählt 


Röhricht) 

Die Lage der ausgewählten Fläche für die modellhaften Managementkonzepte zeigt die 

Abbildung 56. 

Abbildung 56: Lage der Modellfläche auf der rechten Weserseite „Neuenlander Außendeich“ 


Katasterverwaltung 



Für jede Modellfläche wurden zwei modellhafte Managementkonzepte erstellt. Hierbei 

wurden bewusst je Modellfläche ein Managementkonzept, welches vorrangig auf 

Management-Optionen der Strategie „Natürliche Dynamik“, und eines, welches maßgeblich 

auf Management-Optionen der Strategie „Kultureinfluss“ beruht, ausgearbeitet. Anhand 

dieser Managementkonzepte unterschiedlicher Strategien können die Auswirkungen 

dargelegt und gegenübergestellt werden. 

7.5.3.2 MODELLFLÄCHE „NORDENDER AUßENGRODEN“ 

7.5.3.2.1 AUSGANGSSITUATION 

Der Vorlandbereich der Modellfläche „Nordender Außengroden“ liegt im südwestlichen 

Jadebusen. Die insgesamt 64 ha große Vorlandfläche weist eine Vorlandtiefe von 520-600 m 

auf. Sie liegt innerhalb des Nationalparks Niedersächsisches Wattenmeer, des FFH- 

Gebietes 01 „Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer“ sowie des EU-Vogelschutz- 

gebietes V01 „Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer“. Die 

Höhenlage des Vorlandes nimmt seewärts von 3,1 auf 1,6 m ü. NN ab, wobei deichwärts des 

Mittelgrabens das Vorlandniveau etwas geringer ist als bei den Flächen seewärts des 

Mittelgrabens. Das mittlere Tidehochwasser liegt hier bei 1,89 m ü. NN (Pegel „Vareler 

Schleuse“). 

Die Flächen deichseitig des Mittelgrabens werden durch Grüppen, welche in regelmäßigen 

Abständen von etwa 30 m angelegt sind, in den Mittelgraben entwässert. Seeseitig des 

Mittelgrabens ist das Entwässerungssystem mit wenigen Hauptentwässerungsgräben 

schwächer ausgestaltet. 

Die Vorlandfläche wird bis zum Mittelgraben (mittig gelegener deichparalleler 

Entwässerungsgraben) auf einer Breite von etwa 300 m durch eine einschürige Salzwiesen- 

Mahd im Sommer genutzt (Abbildung 57). Die Fläche nordwestlich des Mittelgrabens liegt 

brach. 

Die Umweltbedingungen (Nährstoffe, Überflutung, Salzgehalte etc.) sind in (Abbildung 19 a-i) 

im Vergleich zu anderen Untersuchungsgebieten dargestellt (Bezeichnung der Modellfläche 

in der Abb. „Dangast“). Demnach zeichnet sich diese Modellfläche durch eher niedrige 

Nährstoffgehalte und niedrige Salzgehalte bei gleichzeitig recht hohem Grundwasserstand 

und geringen Überflutungshäufigkeiten aus. Die Vegetation setzt sich von der See her aus 

der Abfolge der Vegetationstypen von „Schlickgras-Watt“ (Spartina type) und „Queller-Watt“ 

(Salicornia type) über „Andel-Rasen“ (Puccinellia maritima type) bis hin zu „Quecken-Rasen“ 

(Elymus spp. type) zusammen, wobei die Queckenbestände, mit einer Ausdehnung von 

knapp 400 m Breite des Vorlandes, diesen Vorlandbereich dominieren (Abbildung 58). 

Die Mahd der Queckenbestände führt zu keiner Steigerung der Artenvielfalt. Die unteren 

Salzwiesen/Andelrasen bestehen vor allem aus besonders hochwüchsigen Beständen von 

Andelgras und Strandaster. 

Obwohl im Sommer durch die Salzwiesen-Mahd der Quecken-Rasen eine erhebliche Menge 

an Biomasse ausgetragen wird, ist die stehende Biomasse im Herbst dieser Modellfläche 

hoch. Dies liegt zum einen an dem hohen Aufwuchs der produktiven Elymus-Arten nach der 



Mahd, so dass die stehende Biomasse im Herbst auf den gemähten Quecken-Rasen mit 

~ 740 g/m² nur geringfügig niedriger ist als in ungemähten mit ~ 830 g/m². Zum anderen wirkt 

sich die große Vorlandtiefe mit überwiegend hohen, stehenden Biomassemengen auf die 

gesamte Biomassemenge dieser Modellfläche aus, so dass auf dieser 64 ha großen 

Vorlandfläche im Herbst rund 433 t Biomasse (~ 6,8 t/ha) stehen (vgl. Abbildung 59). Für den 

Deichabschnitt entlang dieser Modellfläche wurde nach den Sturmfluten 2006 und 2007 im 

Mittel „viel Treibsel“ gemeldet (vgl. Karte 1a). 

Abbildung 57: Ausgangssituation Landnutzung (Modellfläche „Nordender Außengroden“) 



Abbildung 58: Ausgangssituation Vegetation (Modellfläche „Nordender Außengroden“) 

Abbildung 59: Ausgangssituation stehende Biomasse (Modellfläche „Nordender 

Außengroden“) 



Abbildung 60: Ausgangssituation Höhenlage (Modellfläche „Nordender Außengroden“) 

NATURSCHUTZFACHLICHE BEWERTUNG 

Für die gemähten Quecken-Rasen deichseitig des Mittelgrabens ergibt sich aufgrund der 

Landnutzung und deren Auswirkungen auf die Vegetation eine mittlere naturschutzfachliche 

Wertigkeit. Den brachliegenden Salzwiesen, mit Ausprägungen der oberen und unteren 

Salzwiese sowie der Pionierzone, wird eine hohe Wertigkeit beigemessen (Abbildung 61). 

Der Bereich der oberen Salzwiese ist allerdings aufgrund der reinen Quecken-Bestände, 

welche durch eine geringe Artenvielfalt und homogene Vegetationsstruktur geprägt ist, als 

geringwertiger einzuschätzen als naturnähere Ausprägungen der oberen Salzwiese. 

Die Entwässerung ist auf einem Großteil der Modellfläche - insbesondere aber auf den 

Flächen deichseitig des Mittelgrabens -, aufgrund der künstlich angelegten 

Entwässerungssysteme, anthropogen geprägt und unterliegt nur sehr bedingt einer 

natürlichen Dynamik. Die Sedimentationsraten auf diesen Vorlandflächen sind aufgrund der 

Buchtenlage sehr hoch. Im Frühjahr ist die Vegetationsdecke der Vorlandbereiche nahe der 

Wasserkante i.d.R. mit einigen cm Schlick bedeckt. 



Abbildung 61: Naturschutzfachliche Wertigkeit (Modellfläche „Nordender Außengroden“) 

7.5.3.2.2 MODELLHAFTES MANAGEMENTKONZEPT: STRATEGIE 


„KULTUREINFLUSS“ 

Die derzeit durchgeführte einschürige Salzwiesen-Mahd wirkt sich nur mäßig 

biomassereduzierend aus, da die produktiven Quecken-Arten nach der Mahd, meist im 

Juli/August, bis zum Beginn der Sturmflutsaison im Herbst stark nachwachsen und nahezu 

die Biomassemenge zum Zeitpunkt vor der Mahd erreichen. Um die Salzwiesen-Mahd 

hinsichtlich des Ziels der Treibselreduzierung effizienter durchzuführen, wird bei dem 

modellhaften Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ (Abbildung 62) eine Salzwiesen- 

Mahd vorgesehen, bei der die letzte Mahd im Jahr im September/Oktober auf sämtlichen 

Quecken-Rasen, also über den Mittelgraben hinaus, vorgesehen wird. Von einer 

Zugänglichkeit der Flächen seeseitig des Mittelgrabens wird bei der derzeitigen Intensität der 

Entwässerung ausgegangen. Das Mahdgut kann bei ausreichender Qualität 

landwirtschaftlich, alternativ energetisch genutzt werden. Sofern eine energetische Nutzung 

auch zukünftig nicht in Betracht gezogen werden kann, wäre eine intensive Nachweide der 

Flächen als Alternative denkbar. Seeseitig der derzeitigen Quecken-Rasen werden keine 

Management-Optionen vorgesehen, da die Vegetationstypen eher geringe stehende 

Biomasse im Herbst aufweisen und naturschutzfachlich hochwertige Flächen darstellen. 

Hinsichtlich der Entwässerungsintensität im Vorlandbereich deichseitig des Mittelgrabens ist 

zu prüfen, ob unter der vorgesehenen Landnutzung die Anzahl der Gräben reduziert werden


kann. Die Deichfußentwässerung könnte, sofern die verringerte Zahl an Gräben diese nicht 

mehr gewährleistet wäre, über einen deichparallelen Entwässerungsgraben erfolgen. 

Diese Management-Variante ist allerdings stark witterungsabhängig, da die Mahd nur 

durchgeführt werden kann, wenn der Boden trocken genug ist, um ihn zu befahren. In den 

Untersuchungsjahren war dies teilweise auch im August nicht der Fall, so dass die Mahd 

unterblieb und die Biomasse ungestört aufwachsen konnte. Je weiter der Mahdtermin zum 

Herbst hin verschoben wird, umso größer ist die Wahrscheinlichkeit, das mit zunehmendem 

Niederschlag, abnehmenden Temperaturen und geringerer Verdunstung die Böden zu nass 

werden, um sie für die Mahd befahren zu können. Eine großfläche Zerfurchung der 

Salzmarschen durch einsackende Traktorräder kann nicht im Interesse des Naturschutzes 

sein. 

Abbildung 62: modellhaftes Managementkonzept Strategie „Kultureinfluss“ (Modellfläche 

„Nordender Außengroden“) 

PROGNOSE 

Durch das Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ würden sich im Vergleich zur 

Ausgangssituation (vgl. Kapitel 7.5.3.2.1) hinsichtlich der Vegetationstypen keine 

Veränderungen ergeben, da davon auszugehen ist, dass der Vegetationstyp „Quecken- 

Rasen“ durch eine späte Mahd im September/Oktober nicht verdrängt, sondern eher 

gefördert würde (Abbildung 63). Die Vegetationsstruktur würde sich allerdings dahingehend 



ändern, dass die im September/Oktober gemähten Quecken-Rasen im Winterhalbjahr 

kurzwüchsiger und homogener wären als die bei einer Mahd im August/September. Im 

Frühjahr (zur Brutzeit) wären kaum alte Vegetationsstrukturen aus dem Vorjahr vorhanden, 

somit dann eine offenere, homogenere Struktur vorhanden. 


Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) 

Aufgrund des späten Biomasseaustrages durch eine Mahd im September/Oktober und dem 

geringen Biomasseaufwuchs nach dem Mahdzeitpunkt wäre die gesamte stehende 

Biomasse (Herbst) des Vorlandes der Modellfläche mit rund 145 t deutlich geringer als bei 

der Ausgangssituation mit 433 t (vgl. Kapitel 7.5.3.2.1). Durch das Managementkonzept 

„Strategie Kultureinfluss“ ergäbe sich also im Vergleich zur Ausgangssituation eine 

Biomassereduzierung von 288 t auf 64 ha (~ 4,5 t/ha) (Abbildung 64). 



Abbildung 64: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Nordender Außengroden“, 

Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) 


Für die queckenbestandenen Mahdflächen ergäbe sich aufgrund des Nutzungseinflusses 

eine mittlere naturschutzfachliche Wertigkeit der Vegetation. Die ungenutzten Salzwiesen 

seeseitig der Mahdflächen wären als hoch zu bewerten (Abbildung 65). 



Abbildung 65: Bewertung der Vegetation hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“ 

(Modellfläche „Nordender Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) 

Das Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ würde sich anhand der ermittelten 

Indexwerte auf alle hier betrachteten Vogelarten hinsichtlich der Habitateigenschaften mehr 

oder weniger neutral auswirken, wobei sich die Habitateigenschaften für den Austernfischer 

leicht verbessern würden (Abbildung 66). Die geringfügigen Auswirkungen auf die hier 

dargestellten Arten sind mit der geringen Veränderung der Landnutzung und der 

unveränderten Vegetationsausprägung der Ausgangssituation und der Entwicklungs- 

prognose zu begründen. Die einzige Veränderung, die sich in den Indexwerten widerspiegelt, 

wird durch die Mahd von zuvor brachliegenden Quecken-Rasen hervorgerufen, die sich für 

den Austernfischer leicht positiv auswirken würde. Für die übrigen hier dargestellten Arten 

liegen für den Vegetationstyp „Quecken-Rasen“ nur Indexwerte vor, die den Einfluss des 

Vegetationstyps, nicht aber der Nutzungsform darstellen, weshalb sich für diese Arten keine 

Veränderungen ergeben. 

Für die Schneeammer dürfte die Mahd bzw. der Mahdzeitpunkt weitestgehend unbedeutend 

sein, da Queckensamen nicht zum Nahrungsspektrum gehören. Lediglich bei einer 

Verschiebung der Artenzusammensetzung innerhalb der Queckenrasen hin zu einem 

höheren Anteil von Melden (Keil- und Spießmelde) würde sich diese Managementoption 

positiv auf die Ansprüche der Schneeammer auswirken, da die Samen der Melde zum 

Nahrungsspektrum gehören. Sofern die Flächen kurzrasig in den Winter gehen und nach der 

Mahd nicht weiter aufwachsen, könnten diese Flächen von rastenden Gänsen als 



Rastflächen genutzt werden. Als Flächen zur Nahrungssuche sind diese jedoch ungeeignet, 

da die Quecke zu geringe Proteinmengen enthält. 

Für den Austernfischer dürfte die Mahd der Quecken-Rasen kaum Auswirkungen haben, da 

diese Art nicht in hochwüchsiger Vegetation brütet. Ob durch die sehr späte Mahd die 

Vegetation im Frühjahr noch so kurzwüchsig ist, dass Austernfischer in den gemähten 

Quecken-Rasen mit der Brut beginnen würden, ist fraglich. 

Die durch die Mahd im September/Oktober verursachte herabgesetzte Heterogenität der 

Vegetation und der geringeren Vegetationsdichte würde - vor allem in den derzeit 

brachliegenden Flächen (18 % Flächenanteil) - zu einer Verschlechterung der 

Habitateigenschaften für brütende Rotschenkel und Wiesenpieper führen. 



R a s t v ö g e l 

B r u t v ö g e l 

Singvögel 

Gänse 

Küstenvögel 

Singvögel 


Art Ausgangssituation Entwicklungsprognose Tendenz 

Schneeammer 

Nonnen- & 

Ringelgans 


Rotschenkel 

Wiesenpieper 

30% 

20% 

83% 

20% 

10% 

87% 

3% 

70% 

80% 

17% 

67% 

3% 10% 

30% 

10% 

20% 

20% 

100 

% 

3% 

70% 

80% 

67% 

3% 10% 

Habitatpräferenz : sehr hoch, hoch, keine , gering , sehr gering, nicht signifikant, kein Wert 

Diagrammdarstellung: Vorlandflächenanteile unterschiedlicher Habitateignung für die jeweiligen Arten. 

Vergleich zwischen Ausgangssituation und Entwicklungsprognose sowie Entwicklungstendenz. Grauer Pfeil: Tendenz 

Indexwerte, rot umrandeter Pfeil: korrigierte Tendenz (* aufgrund herabgesetzter Heterogenität). 

Abbildung 66: Gesamtbewertung Rast- und Brutvögel (Artenauswahl) für das Managementkonzept 

„Strategie Kultureinfluss“ der Modellfläche „Nordender Außengroden“ 

87% 

* 

*


7.5.3.2.3 MODELLHAFTES MANAGEMENTKONZEPT: STRATEGIE „NATÜRLICHE 

DYNAMIK“ 

Da die derzeitige Ausprägung des Vorlandbereiches der Modellfläche aufgrund der 

anthropogenen Entwässerung und deren Auswirkungen auf die Ökologie des Vorlandes 

wenig naturnah ist, ist für die Erreichung einer natürlichen Dynamik ein entsprechendes 

Managementkonzept erforderlich. Hierzu wird für den gesamten Vorlandbereich, in einem 

Abstand von 100 m zum Deichfuß, die Management-Option „Erhöhung des Wasser- und 

Salzeinflusses durch Änderung der Hydrologie“, sowie kleinflächig auch „ … durch 

Bodenabtrag“, vorgesehen. 

Das bestehende Entwässerungssystem soll derart umgestaltet werden, dass eine 

Entwässerung der Vorlandflächen über den natürlichen Grad hinaus nicht mehr gegeben ist. 

Stattdessen soll eine Bewässerung, ggf. über bestehende, entsprechend umgestaltete 

Entwässerungssysteme, gefördert werden. Optimalerweise ist das hydrologische System so 

auszugestalten, dass in Geländedepressionen (Senken) ein Wassereinstau erfolgt. Bereiche, 

für die aufgrund des Geländeniveaus eine deutliche Erhöhung des Wasser- und 

Salzeinflusses durch Änderung der Hydrologie nicht gegeben ist, sollte kleinflächig 

Bodenabtrag erfolgen. Diese, durch den Bodenabtrag geschaffenen Senken, könnten 

ebenfalls Bereiche für Wassereinstau darstellen. Der Bodenabtrag soll nicht pauschal auf der 

gesamten Fläche, sondern nur in dem aus naturschutzfachlicher Sicht sinnvollen Maße 

erfolgen. Dabei sollte die Reliefgestaltung nur soweit vorgenommen werden, dass eine 

Entwicklung hin zu einer natürlichen Dynamik gegeben und unterstützt wird; also die 

vollständige Ausgestaltung nicht anthropogen, sondern durch das Wirken natürlicher 

Prozesse erfolgt. 

Eine derartige Umgestaltung des hydrologischen Systems im Vorlandbereich ist in der 

Abbildung 67, welche das modellhafte Managementkonzept hinsichtlich der Strategie 

„Natürliche Dynamik“, für die Modellfläche „Nordender Außengroden“ schematisch 

dargestellt. Eine detaillierte Planung bedingt eine sehr genaue Kenntnis über das Relief 

(Laserscandaten, Geländevermessungen) und die hydrologischen Verhältnisse 

(Strömungsverläufe, Durchflussmengen). Nur auf dieser Grundlage kann eine solide Planung 

erfolgen, die im Rahmen von Ausführungsplanungen erforderlich wird, aber nicht 

Gegenstand dieser modellhaften Planung ist. 

Auf einem deichparallelen 100 m breiten Vorlandstreifen wird eine Beweidung mit 1,5 

Rindern/ha vorgesehen. Eine Entwässerung dieser Vorlandflächen ist aufgrund der Nutzung 

erforderlich, so dass das vorhandene Entwässerungssystem, ggf. auf ein Mindestmaß 

reduziert, weiter unterhalten werden sollte. Der Abfluss dieser Gräben wäre durch einen 

deichparallelen Graben an der seeseitigen Grenze dieser Vorlandflächen zu gewährleisten, 

welcher gleichzeitig eine viehkehrende Wirkung haben sollte. Die Nutzung eines an den 

Deich angrenzenden Vorlandstreifens, bringt mehrere Vorteile mit sich: 

Der genutzte Vorlandbereich stellt eine „Pufferzone“ zwischen dem stark zu 

entwässernden Deichfuß und den Vorlandflächen, die nur einem natürlichen Grad der 

Entwässerung unterliegen, dar. 



Es werden sowohl Naturschutzaspekte als auch Küstenschutzaspekte und 

Nutzungsinteressen auf einer Fläche berücksichtigt. Auch eine intensive Nutzung ist 

aufgrund der umfangreichen naturschutzfachlichen Aufwertung auf den seewärtigen 

Vorländern zu rechtfertigen. 

Abbildung 67: modellhaftes Managementkonzept Strategie „Natürliche Dynamik“ 

(Modellfläche „Nordender Außengroden) 

PROGNOSE 

Durch ein Management gemäß dem Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ 

würden sich im Vergleich zur Ausgangssituation (vgl. Kapitel 7.5.3.2.1) hinsichtlich der 

Vegetationsausprägung deutliche Veränderungen ergeben (Abbildung 68). Auf den 

Vorlandflächen, auf denen eine Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung 

der Hydrologie vorgesehen wurde, würde sich auf den derzeitigen Quecken-Rasen ein 

Muster von Vegetationstypen der oberen Salzwiese (unspezifisch) (~ 50 %), 

Strandsalzmelden-Rasen (~ 10 %), unteren Salzwiese (unspezifisch) (~ 20 %) und 

Schlickgras-Watt (~ 20 %) ergeben. Auf den derzeitigen Quecken-Rasen, auf denen ein 

Bodenabtrag von etwa 20 bis 30 cm vorgesehen ist, würden sich Vegetationstypen der 

unteren Salzwiese (Andel-Rasen) und der Pionierzone (Schlickgras-Watt) im Verhältnis etwa 

3:7 ausprägen. Diese Vegetationstypen würden sich auch auf den Flächen der derzeitigen 

unteren Salzwiese ausprägen, wenn der Wasser- und Salzeinflusses erhöht würde, 



allerdings im Verhältnis 7:3. Der derzeitige Pionierbereich bliebe unberührt, so dass sich hier 

keine Änderungen ergeben würden. 

Auf dem mit 1,5 Rindern/ha beweideten deichnahen Vorlandstreifen würden sich die 

Quecken-Rasen hin zu einem Komplex der oberen Salzwiese aus Salzbinsen-Wiesen 

(~ 20 %) und Rotschwingel-Rasen (~ 80 %) entwickeln. 


Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“) 

Mit der oben dargelegten Vegetationsentwicklung entstehen Vegetationstypen, die weniger 

produktiv sind als die der Ausgangssituation. Deshalb würde sich auch die im Herbst 

stehende Biomasse deutlich verringern. Die Biomassemenge des beweideten 

Vorlandstreifens bliebe im Vergleich zur Ausgangssituation nahezu unverändert. 

Die gesamte stehende Biomasse des Vorlandes der Modellfläche wäre im Herbst mit rund 

247 t deutlich geringer als bei der Ausgangssituation mit 433 t (vgl. Kapitel 7.5.3.2.1). Durch 

das Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ ergäbe sich also im Vergleich zur 

Ausgangssituation eine Biomassereduzierung von 186 t auf 64 ha (~ 2,9 t/ha) (Abbildung 

69). 



Abbildung 69: Entwicklungsprognose Biomasse Vegetation (Modellfläche „Nordender 



Die naturschutzfachliche Wertigkeit hinsichtlich der Vegetation ist in Abbildung 70 dargestellt. 

Aufgrund des größeren Flächenanteils ungenutzter Salzwiesen ergäbe sich durch ein 

Management gemäß dem modellhaften Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ 

eine höhere Wertigkeit der Vegetation, da sich ein Vegetationsmosaik aus unterschiedlichen 

Einheiten der unteren und oberen Salzwiese ergeben würde, in der beinahe alle 

Vegetationsarten der Salzwiese vertreten sein würden. 

Darüber hinaus wird durch die Aufgabe der anthropogenen Entwässerung für die 

Vorlandbereiche, auf denen eine Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses vorgesehen ist, 

ein natürlicheres hydrologisches System erreicht, welches aus naturschutzfachlicher Sicht 

deutlich positiv zu bewerten ist. Hier erfolgt die Bodenentwicklung im Vergleich zu 

anthropogen entwässerten Bereichen langsamer (längere Verweildauer des Wassers, 

geringeres Abtrocknen des Bodens, langsamere Bodenentwicklung durch geringere 

Bodendurchlüftung), die wiederum zu einer verlangsamten Sukzession der Vegetation führt 

(ERCHINGER et al. 1994, FÜHRBÖTER et al. 1992). Dies bedeutet einen langsameren 

Übergang der Vegetation zu den Beständen der oberen Salzwiese und somit letztlich auch 

ein früheres Auftreten von artenarmen, biomassereichen Dominanzbeständen. 




(Modellfläche „Nordender Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Natürliche 

Dynamik“) 

Mit der Strategie „Natürliche Dynamik“ ergäben sich auch anhand der ermittelten Indexwerte 

für die hier bewerteten Brut- und Rastvögel überwiegende positive Entwicklungstendenzen 

hinsichtlich der Habitatpräferenzen dieser Arten. Lediglich für den Wiesenpieper ergäbe sich 

eine leicht negative Tendenz (Abbildung 71). Diese Bewertung beruht auf Indexwerten, die 

überwiegend den Einfluss der Vegetationstypen wiedergeben, bei einem Teil der hier 

eingeflossenen Indexwerte konnte zudem der Einfluss der Nutzungsform berücksichtigt 

werden (vgl. Anhang 2). 

Positiv würde sich bei diesem Managementkonzept die durch extensive Beweidung bedingte 

Entwicklung von Quecken-Rasen hin zu den Vegetationstypen Salzbinsen- und 

Rotschwingel-Wiese auswirken (19 % der Fläche). Diese Vegetationstypen stellen für die 

hier betrachteten Arten - mit Ausnahme des Wiesenpiepers, für den sich keine wesentlichen 

Änderungen hinsichtlich der Habitatpräferenzen ergäben - deutlich günstigere Habitat- 

eigenschaften dar. Der auf etwa 9 % der Vorlandfläche modellhaft geplante Bodenabtrag auf 

derzeit queckenbestandenen Vorlandflächen würde sich aufgrund der prognostizierten 

Entwicklung von Andel-Rasen und Queller-Watt ebenfalls für die hier betrachteten Arten – 

wiederum mit Ausnahme des Wiesenpiepers, für den sich die Habitateigenschaften aufgrund 

der Entstehung von Pionierbereichen verschlechtert – positiv auswirken. Maßgebliche 

Ursache für die überwiegend positive Entwicklung ist die großflächig vorgesehene 

Management-Option „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung der 



Hydrologie“ auf den derzeitigen Quecken- (40 %) und Andel-Rasen (20 %). Das für diese 

Flächen prognostizierte Mosaik aus Vegetationstypen der Pionierzone, unterer und oberer 

Salzwiese ohne Quecken-Rasen würde sich für die Arten Schneeammer, Austernfischer und 

Rotschenkel deutlich positiv auswirken, für die Gänse kaum eine Veränderung und für den 

Wiesenpieper eine leicht negative Entwicklung darstellen. 

Grundsätzlich findet bei einer Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung der 

Hydrologie eine Anpassung der Vegetation und damit eine Veränderung der 

Vegetationseinheiten statt. Hierdurch werden je nach Höhenlage günstigere oder 

ungünstigere Bedingungen für Brutvögel geschaffen. Falls regelmäßig eine großflächige, 

längere Überflutung der Flächen stattfindet, sind diese Bereiche als Brutgebiete nicht mehr 

nutzbar. Wenn sich die Überflutungen jedoch auf Teilbereiche beschränken, mit Ausbildung 

von Pionierzonen bzw. unteren Salzwiesen in diesen Bereichen, und dadurch eine größere 

Diversität an Vegetationseinheiten geschaffen wird, trägt dies zur Bereicherung der Habitate 

und damit zu günstigeren Bedingungen für Brutvögel bei. 

Zudem ist unter einer natürlichen Entwicklung ein kleinräumiger Wechsel verschiedener 

Vegetationseinheiten zu erwarten, der zur Bildung von Standorten mit einer hohen 

Heterogenität beiträgt. Diese heterogenen Standorte sind für versteckt brütende Arten sehr 

geeignete Habitate, an denen neben einer versteckten Nestanlage auch eine gute Übersicht 

zur Räubererkennung möglich ist. Aufgrund dieser Zunahme der Heterogenität ist im 

Gegensatz der Einzelbetrachtung der Vegetationstypen für den Wiesenpieper eine 

Aufwertung der Habitatqualität zu erwarten. 





Singvögel 

Gänse 

Küstenvögel 

Singvögel 


Schneeammer 

Nonnen- & 

Ringelgans 


Rotschenkel 

Wiesenpieper 

30% 

20% 

83% 

20% 

10% 

87% 

3% 

70% 

80% 

17% 

67% 

3% 10% 




Indexwerte, rot umrandeter Pfeil: korrigierte Tendenz (* aufgrund heraufgesetzter Heterogenität). 


„Strategie Natürliche Dynamik“ der Modellfläche „Nordender Außengroden“ 

35% 

15% 

28% 

24% 

24% 

4% 

4% 

15% 

67% 

11% 

24% 

4% 

3% 

3% 

58% 

53% 

61% 

41% 

26% 


*


7.5.3.2.4 VERGLEICH DER MODELLHAFTEN MANAGEMENTKONZEPTE 

Die Gegenüberstellung der Auswirkungen der modellhaften Managementkonzepte der 

Strategien „Kultureinfluss“ und „Natürliche Dynamik“ hinsichtlich der stehenden Biomasse im 

Herbst, der Vegetation und der Brut- und Rastvögel zeigt, dass mit dem modellhaften 

Managementkonzept „Natürliche Dynamik“ zwar eine geringere, aber nicht unerhebliche 

Biomassereduzierung erreicht würde, während die naturschutzfachlichen Auswirkungen 

hinsichtlich der Vegetation und der hier betrachteten Vogelarten insgesamt deutlich positiver 

ausfallen würde (Tabelle 59). 

Tabelle 59: Übersicht über die Auswirkungen der modellhaften Managementkonzepte für die 

Modellfläche „Nordender Außengroden“ 

Bewertungsgrundlage 


Nutzung bzw. Management- 

Optionen (Flächenanteil) 

Ausgangssituation Mahd Sommer (50 %), 


Strategie 

„Kultureinfluss“ 


Strategie „Natürliche 

Dynamik“ 

Brache (50 %) 

Mahd Herbst (68 %), 

Brache (32 %) 


Salzeinflusses durch 

Änderung der Hydrologie 

(60 %) sowie kleinflächig 

durch Bodenabtrag (9 %), 


Rindern/ha (19 %), 

Brache (12 %) 

Stehende 

Biomasse im 

Herbst 

Auswirkungen 

auf die 

Vegetation* 

433 t naturschutzfachl. 

Wertigkeit 

145 t 

(Reduzierung 

um 64 %)* 

247 t 

(Reduzierung 

um 43 %)* 

hoch 50 % 

mittel 50 % 

gering 0 % 

naturschutzfachl. 

Wertigkeit 

hoch 32 % 

mittel 68 % 

gering 0 % 

Tendenz: 


Wertigkeit 

hoch 81 % 

mittel 19 % 

gering 0 % 

Tendenz: 

Auswirkungen 

auf die Brut- 

und Rastvögel* 

Säule: grau - Anteil der Biomassereduzierung, grün - verbleibender Anteil in Bezug zur Ausgangssituation; 

*: In Bezug auf die Ausgangssituation. Die Bewertung der Vegetation bezieht sich auf das Leitbild 

„Naturlandschaft“. Die Bewertung der Brut- und Rastvögel erfolgt beispielhaft für die Arten Schneeammer (SA), 

Nonnen- & Ringelgans (NRG), Austernfischer (AF), Rotschenkel (RS) und Wiesenpieper (WP). 

SA 

NG 

AF 

RS 

WP 

SA 

NG 

AF 

RS 

WP


7.5.3.3 MODELLFLÄCHE „HILGENRIEDER AUßENGRODEN“ 


Die Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“ liegt an der ostfriesischen Festlandsküste im 

Landkreis Aurich bei Neßmersiel. Der Vorlandbereich der Modellfläche ist dem Sommerdeich 

des Wester Neßmerhellers vorgelagert und weist eine Vorlandgröße von 74 ha auf. Die 

Vorlandtiefe beträgt bis zu 610 m, wobei kleine Vorlandinseln bis zur Rückseite der 

seeseitigen Lahnungen reichen. Sie liegt innerhalb des Nationalparks Niedersächsisches 

Wattenmeer, des FFH-Gebietes 01 „Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer“ sowie 

des EU-Vogelschutzgebietes V01 „Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes 

Küstenmeer“. Die Höhen des Vorlandes variieren zwischen 2,6 und 1,0 m ü. NN, wobei das 

Höhenniveau nicht wie bei der Modellfläche „Nordender Außengroden“ zur See hin abnimmt. 

Höhere Bereiche finden sich vor allem im westlichen Bereich der Modellfläche sowie an der 

nordöstlichen Vorlandkante, die im Schutz der Lahnungen liegt. Der Verlandungsbereich 

einer ehemaligen Pütte im Südwesten der Modellfläche weist eine mittlere Höhe von 

1,6 m ü. NN auf. Das mittlere Tidehochwasser liegt hier bei 1,41 m ü. NN (Pegel 

„Bensersiel“). 

Der gesamte Vorlandbereich wird durch ein Netz von Entwässerungsgräben entwässert. Die 

von Entwässerungsgräben umgebenen Flächen werden wiederum durch parallel angelegte 

Grüppen, mit einem Abstand von etwa 10-15 m, entwässert. Vom Sommerdeich zur 

Vorlandkante verlaufen mehrere Erddämme, die als Zuwegung zu den Lahnungsbauten 

dienen. 

Auf den überwiegenden Vorlandflächen erfolgt eine Beweidung mit 0,5 Rindern/ha. Die 

Vorlandinseln werden vermutlich aufgrund der schlechten Zugänglichkeit für Rinder nicht 

oder nur sehr sporadisch beweidet. Der westliche Bereich der Modellfläche liegt brach 


Entsprechend dem Relief der Vorlandfläche ergibt sich auch hinsichtlich der Vegetation 

keine klassische Abfolge von oberer Salzwiese über untere Salzwiese hin zur Pionierzone. 

Der überwiegende Vorlandbereich wird von Quecken-Rasen dominiert, der kleinflächig von 

anderen Vegetationsausprägungen der oberen Salzwiese unterbrochen wird. Ausprägungen 

der unteren Salzwiese finden sich nur im südöstlichen Bereich, auf und nahe der Fläche der 

ehemaligen Pütte, wo sich Andel-Rasen ausgebildet haben. Diese bestehen neben Andel 

vor allem aus hochwüchsigen Strand-Astern. Einige Aufnahmen aus diesem Gebiet zeigen 

Übergänge zwischen oberer und unterer Salzwiese, in denen sich Arten der Andelrasen mit 

Rotschwingel und Strand-Beifuß, als typische Vertreter der artenreicheren Ausprägungen 

der oberen Salzwiese, erreicht. An der Vorlandkante sind Vegetationstypen der unteren 

Salzwiese, wenn überhaupt, nur sehr kleinflächig vorhanden. Die bis zu 40 m breite 

Pionierzone wird von Queller-Watt dominiert, vereinzelt findet sich auch Schlickgras-Watt 


Aufgrund der ausgedehnten produktiven Quecken-Rasen, der sehr extensiven 

Beweidungsintensität und der großen Vorlandtiefe ist die stehende Biomasse im Herbst auf 

dieser Modellfläche sehr hoch. Der Biomasseaustrag durch die Beweidung macht nach den 



Ergebnisse aus dem Teilprojekt 2 (Kapitel 5) nur etwa 10 g/m² aus. Bei einer stehenden 

Biomasse der ungenutzten Quecken-Rasen von rund 830 g/m² wirkt sich diese Nutzung also 

aus treibselreduzierender Sicht kaum bis gar nicht aus. Insgesamt stehen auf den 74 ha 

großen Vorlandflächen im Herbst rund 556 t Biomasse (~ 7,5 t/ha) (vgl. Abbildung 74). Für 

den Deichabschnitt entlang dieser Modellfläche wurde nach den Sturmfluten 2006 und 2007 

im Mittel „sehr viel Treibsel“ gemeldet. 

Abbildung 72: Ausgangssituation Landnutzung (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“) 



Abbildung 73: Ausgangssituation Vegetation (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“) 

Abbildung 74: Ausgangssituation stehende Biomasse (Modellfläche „Hilgenrieder 




Abbildung 75: Ausgangssituation Höhenlage (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“) 


Die Entwässerung der Vorlandfläche ist durch ein Netz an Gräben anthropogen geprägt und 

unterliegt nur sehr bedingt einer natürlichen Dynamik. Die Vegetation wurde 

naturschutzfachlich als „mittel“ bewertet, da Beweidung und Entwässerung zu einer 

weitgehenden Homogenisierung der Vegetation führt und die Diversität auf 

Landschaftsebene gering ist. 



Abbildung 76: Naturschutzfachliche Wertigkeit (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“) 



Die sehr extensive Beweidung der Vorlandflächen dieser Modellfläche wirkt sich hinsichtlich 

einer Biomassereduzierung kaum aus, da der Austrag durch eine Beweidung nur 10 g/m² 

ausmacht. Um die Biomasse der Vorlandflächen durch Beweidung aus treibselreduzierender 

Sicht spürbar zu reduzieren, wird bei dem modellhaften Managementkonzept „Strategie 

Kultureinfluss“ (Abbildung 77) eine Beweidungsintensität von 2–3 Rindern/ha (verminderte 

Beweidungsintensität während der Brutsaison) auf den gesamten Vorländern der 

Modellfläche vorgesehen. Wie in Kapitel 0 beschrieben, sind hierbei Alttiere vorzusehen, die 

sich in der Regel ruhiger verhalten als Jungtiere, somit weniger Viehtritt verursachen und 

Gelege eher umlaufen. 

Bei einer derart hohen Beweidungszahl sollte die Herde auf jeden Fall in mehrere Herden 

(etwa 3–4) aufgeteilt werden, da das Herdenverhalten mit zunehmender Herdengröße 

zunimmt (Kapitel 7.4.3). Für die Bereiche der Pionierzone wird kein Management 

vorgesehen, sie bleiben ungenutzt. 

Die Entwässerung könnte in Anlehnung an die Planungen des Vorlandmanagementplans für 

den Bereiche Deichacht Norden (NLWKN NOR 2003) erfolgen. Demnach erfolgt eine 

Entwässerung durch eine deichferne (mind. 50 m) parallele Deichfußentwässerung und 

bedarfsweise Begrüppung des Zwischenbereichs zum Deichfuß. Des Weiteren sollte 



hinsichtlich der Entwässerungsintensität geprüft werden, ob unter der vorgesehenen 

Landnutzung die Anzahl der Grüppen reduziert werden kann. Die Deichfußentwässerung ist 

hierbei auf jeden Fall sicherzustellen. 


„Hilgenrieder Außengroden“) 

PROGNOSE 

In Folge der großflächigen intensiven Beweidung der Vorlandflächen mit 2–3 Rindern/ha (zur 

Brutsaison mit max. 1,5 Rindern/ha) wird eine Entwicklung der Quecken-Rasen und der 

anderen Vegetationstypen der oberen Salzwiese hin zu Rotschwingel-Wiesen prognostiziert. 

Die mit Andel-Rasen bestandenen Bereiche der unteren Salzwiese würden sich durch die 

höhere Beweidungsintensität lediglich in ihrer Struktur, Artenzusammensetzung und 

Artendiversität, nicht aber hinsichtlich des Vegetationstyps ändern. Für die Bereiche der 

Pionierzone wurde keine Nutzung angenommen, so dass sich hier hinsichtlich der 

Vegetation keine Änderungen ergeben würden (Abbildung 78). 



Abbildung 78: Entwicklungsprognose Vegetation (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“, 


Für die mit 2–3 Rindern/ha (zur Brutsaison mit max. 1,5 Rindern/ha) beweideten 

Vorlandflächen der oberen Salzwiese wird eine stehende Biomasse im Herbst von 250 g/m², 

für die der unteren Salzwiese 150 g/m² geschätzt. (Diese Beweidungsintensität wird derzeit 

nicht praktiziert, so dass im Rahmen des Teilprojektes 2 hierzu keine Werte der stehenden 

Biomasse ermittelt werden konnten.) Für die Bereiche der Pionierzone ergäben sich 

hinsichtlich der stehenden Biomasse keine Änderungen. Die daraus resultierende gesamte 

stehende Biomasse des Vorlandes der Modellfläche wäre mit rund 174 t deutlich geringer als 

bei der Ausgangssituation mit 556 t (vgl. Kapitel 7.5.3.3.1). Durch das Managementkonzept 





Abbildung 79: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“, 



Aufgrund der hohen Beweidungsintensität würde die Vegetation der beweideten Flächen 

eine geringe naturschutzfachliche Wertigkeit beigemessen werden. Die ungenutzten 

Salzwiesenbereiche würden hingegen eine hohe Wertigkeit aufweisen (Abbildung 80). Im 

Vergleich zur Ausgangssituation ergäbe sich hinsichtlich der Vegetation eine 

Verschlechterung der Wertigkeit. 




(Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) 

Durch das Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ ergäben sich anhand der 

ermittelten Indexwerte für die hier bewerteten Rast- und Brutvögel - mit Ausnahme des 

Wiesenpiepers (neutrale Entwicklungstendenz) - deutlich positive Veränderungen der 

Habitateigenschaften (Abbildung 81). Allerdings ist hierbei zu berücksichtigen, dass diese 

Bewertung vorwiegend auf dem Einfluss des Vegetationstyps beruht (vgl. Anhang 2). Die 

Vegetationsausprägung wirkt sich also überwiegend positiv aus, der Einfluss durch die 

veränderte Vegetationsstruktur, des erhöhten Viehtritts, Bodenverdichtung und der Störung, 

der mit den Indexwerten nicht wiedergegeben werden kann, könnte sich hingegen deutlich 

negativ auf die Habitateigenschaften auswirken. Diese entgegenläufigen Auswirkungen sind 

also gegeneinander abzuwägen und die tatsächlichen Auswirkungen einer 

Beweidungsintensität von 2-3 Rindern/ha, bei verminderter Besatzdichte zur Brutsaison, 

anhand von Feldversuchen im Rahmen von Pilot- oder Monitoringprojekten zu prüfen. Auf 

Grundlage der vorliegenden Ergebnisse lassen sich aber folgende Aussagen treffen: 

Die positiven Entwicklungen sind vor allem auf die Änderung des Vegetationstyps „Quecken- 

Rasen“ hin zu „Rotschwingel-Wiese“ auf 67 % der Fläche zurückzuführen. Hochwüchsige, 

wenig strukturierte Quecken-Rasen, die die Vegetation der Ausgangssituation trotz sehr 

extensiver Beweidung dominieren, stellen für die hier betrachteten Arten überwiegend 

ungünstige Habitateigenschaften dar: Die hier betrachteten Rastvögel finden auf diesen 

Flächen kein geeignetes Nahungsangebot, die hier betrachteten Brutvögel bevorzugen 

strukturreiche (Rotschenkel, Wiesenpieper) oder offene Vegetation (Austernfischer). 



Generell stellt eine Rotschwingel-Wiese im Vergleich zum Quecken-Rasen aufgrund der 

geringeren Wuchshöhe und offeneren, günstigeren Voraussetzungen für die hier 

betrachteten Arten dar. Allerdings werden durch die intensive Beweidung vor und einer 

extensiven Beweidung während der Brutsaison die Vegetationsstruktur und die 

Bodeneigenschaften extrem stark überprägt, was zu einem sehr ungünstigen Zustand der 

Habitateigenschaften für Austernfischer, Rotschenkel und Wiesenpieper mit nahezu 

homogener und sehr kurzer Vegetation auf stark verdichteten Böden führt, womit eine 

Abnahme der Nahrung einhergeht. Derartige Bestände sind als Bruthabitate für Rotschenkel 

und Wiesenpieper ungeeignet. Durch eine extensive Beweidung während der Brutsaison 

kommt es neben den Veränderungen der Vegetationsstruktur zu einer Störung der Brutvögel 

durch die Weidetiere, die zu erhöhtem Stress der Brutvögel bis zur Nestaufgabe führen 

kann. Zudem ist ein direkter Gelegeverlust aufgrund von Viehtritt möglich. Diese Faktoren 

wirken sich umso negativer auf Brutvögel aus, je höher die Viehdichte (Anzahl Tiere/Hektar) 

bzw. die Herdengröße ist. 

Die positiven Auswirkungen der Vegetationsentwicklung von Quecken-Rasen hin zu 

strukturreicheren Vegetationstypen sind also gegen die negativen Auswirkungen durch stark 

veränderte Vegetationsstruktur, erhöhten Viehtritt - mit Bodenverdichtung, darauf folgender 

Abnahme der Nahrungsressourcen und direktem Gelegeverlust - und Stress durch 

Beweidung abzuwägen. 

Die Veränderung der unspezifischen oberen Salzwiese hin zu Rotschwingel-Wiesen auf 

einem Flächenanteil von 23 % führt bei zwei Arten zu einer veränderten Bewertung 

(Austernfischer = positive Tendenz, Rotschenkel = negative Tendenz). Da sowohl bei der 

Ausgangssituation als auch bei der Entwicklungssituation eine Beweidungsnutzung erfolgt 

und der Vegetationstyp „unspezifische obere Salzwiese“ auch den Vegetationstyp 

Rotschwingel-Wiese umfassen kann, sollte dieser Veränderung nicht zu viel Wert 

beigemessen werden. 





Singvögel 

Gänse 

Küstenvögel 

Singvögel 


Schneeammer 

Nonnen- & 

Ringelgans 


Rotschenkel 

Wiesenpieper 

3% 

4% 

1% 

5% 

9% 

23% 

22% 

28% 

1% 

3% 1% 

23% 

93% 

1% 6% 

68% 

75% 

67% 

67% 

90% 

90% 

90% 

1% 

9% 

7% 

3% 1% 

10% 

96% 

1% 6% 




Indexwerte, rot umrandeter Pfeil: korrigierte Tendenz (* aufgrund Beweidungseinfluss zur Brutzeit). 


„Strategie Kultureinfluss“ der Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“ 

93% 

3% 


* 

* 

*




DYNAMIK“ 

Der Vorlandbereich der Modellfläche unterliegt derzeit aufgrund der anthropogenen 

Entwässerung und deren Auswirkungen auf die Ökologie des Vorlandes, den 

Lahnungsbauten sowie den künstlich angelegten Erddämmen nur sehr bedingt einer 

natürlichen Dynamik. Um auf diesen Vorlandflächen, eine Entwicklung hin zu mehr 

Naturnähe zu erreichen, sind grundlegende Änderungen erforderlich. Bei dem hier 

schematisch dargestellten Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ (Abbildung 

82) wird aufgrund des nahezu durchgängig hohen Geländeniveaus ein flächiger 

Bodenabtrag vorgesehen, um die Überflutungsfrequenz und –dauer zu erhöhen. Im Zuge 

des Bodenabtrages sollte das Verfüllen von Entwässerungsgräben, geeignete 

Prielinitialisierungen, die Nivellierung der Erddämme, die Ausgestaltung von Senken sowie 

deren Anbindung an Zuflüsse (vgl. Kapitel 7.5.3.2.3) vorgesehen werden, um ein eine 

vielgestaltige Landschaft zu entwickeln. Auch bei dieser Management-Option gilt, dass ein 

Bodenabtrag nicht pauschal auf der gesamten Fläche, sondern nur in dem aus 

naturschutzfachlicher Sicht sinnvollen Maße erfolgt. Zudem sollte die Reliefgestaltung nur 

soweit vorgenommen werden, dass eine Entwicklung hin zu einer natürlichen Dynamik 

initialisiert und unterstützt wird; also die vollständige Ausgestaltung nicht anthropogen, 

sondern durch das Wirken natürlicher Prozesse erfolgt. 

Wie bei der Management-Planung „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch 

Änderung der Hydrologie und Einstau“ setzt auch die Planung für einen Bodenabtrag eine 

genaue Kenntnis über das Relief (Laserscandaten, Geländevermessungen) und die 

hydrologischen Verhältnisse (Strömungsverläufe, Durchflussmengen) voraus. Nur auf dieser 

Grundlage kann eine solide Planung erfolgen, die im Rahmen von Ausführungsplanungen 

erforderlich wird, aber nicht Gegenstand dieses Forschungsvorhabens ist. 

Die Entwässerung ist, wie bei dem modellhaften Managementkonzept „Strategie 

Kultureinfluss“, in Anlehnung an die Planungen des Vorlandmanagementplans für den 

Bereiche Deichacht Norden (NLWKN NOR 2003) vorgesehen. Demnach erfolgt eine 


bedarfsweise Begrüppung des Zwischenbereichs zum Deichfuß. 

Für die zwischen Deich und deichparallelen Entwässerungsgraben gelegenen 

Vorlandflächen ist eine Landnutzung in Form einer Beweidung mit 2–3 Rindern/ha, mit 

verminderter Beweidungsintensität während der Brutsaison (vgl. Kapitel 0), vorgesehen. Der 

deichparallele Graben dient neben der Entwässerung auch der Viehkehrung, um unnötige 

Zäune zu vermeiden, in durch Treibsel zerstört werden könnten. 

Auch bei diesem Managementkonzept stellt der genutzte Vorlandbereich eine „Pufferzone“ 

zwischen dem stark zu entwässernden Deichfuß und den Vorlandflächen, die nur einem 

natürlichen Grad der Entwässerung unterliegen, dar. Trotz Umgestaltung der Vorlandflächen, 

die eine Entwicklung hin zu einer Naturlandschaft begünstigen soll, ist die Möglichkeit einer 

Nutzung von Vorlandflächen gegeben. Eine intensive Nutzung kann aufgrund der 

umfangreichen naturschutzfachlichen Aufwertung auf den seewärtigen Vorländern 

gerechtfertigt werden.


Wie unter Kapitel 7.5.2.2 erläutert, dienen die Managementkonzepte dazu, die Management- 

Optionen an einem Beispiel darzustellen und naturschutzfachlich zu bewerten. Die 

Management-Option „Veränderung des Wasser- und Salzeinflusses durch Bodenabtrag“ 

wurde für diese Modellfläche aufgrund der gegebenen Flächenstrukturen (hohes 

Höhenniveau, Erdwälle, starke anthropogene Entwässerung, Dominanz von Quecken- 

Rasen) ausgewählt, da auf solchen Vorlandflächen eine Entwicklung hin zu mehr Naturnähe 

nur durch grundlegende Änderungen möglich ist. Allerdings ist bei dieser Modellfläche 

fraglich, ob ein Bodenabtrag nicht zu weiteren Erosionen und Abbrüchen führen würde. 

Diese Frage wäre für diesen Vorlandbereich im Falle von Ausführungsplanungen zu klären. 


(Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“) 

PROGNOSE 



Vegetationsausprägung deutliche Veränderungen ergeben. Auf den Vorlandflächen, auf 

denen eine Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Bodenabtrag vorgesehen 

wurde, würde sich auf den derzeitigen Vegetationstypen der oberen Salzwiese (Quecken- 

Rasen, obere Salzwiese unspezifisch) ein Muster von Vegetationstypen der unteren 

Salzwiese (Andel-Rasen, ~ 30 %) und der Pionierzone (Queller-Watt, ~ 70 %) ergeben. Die 

derzeitigen Bereiche der unteren Salzwiese sowie der Pionierzone blieben unberührt, so 

dass sich hier keine Änderungen ergeben würden (Abbildung 83). 



Auf dem mit 2-3 Rindern/ha beweideten deichnahen Vorlandstreifen würden sich die 

derzeitigen Vegetationstypen der oberen Salzwiese (Quecken-Rasen, obere Salzwiese 

unspezifisch) zu Rotschwingel-Wiesen entwickeln. 

Abbildung 83: Entwicklungsprognose der Vegetation (Modellfläche „Hilgenrieder 


Aufgrund der oben dargelegten Vegetationsentwicklung, die sich durch die Erhöhung des 

Wasser- und Salzeinflusses durch Bodenabtrag ergeben würde, hin zu Vegetationstypen, die 

weniger produktiv sind als die der Ausgangssituation, würde sich die stehende Biomasse im 

Herbst im Vergleich zur Ausgangssituation deutlich verringern. Die stehende 

Biomassemenge im Herbst für den durch Beweidung genutzten Vorlandstreifen würde im 

Vergleich zur Ausgangssituation ebenfalls deutlich verringert. Die gesamte stehende 

Biomasse des Vorlandes der Modellfläche wäre mit rund 216 t deutlich geringer als bei der 

Ausgangssituation mit 556 t (vgl. Kapitel 7.5.3.3.1). Durch das Managementkonzept 

„Strategie Natürliche Dynamik“ ergäbe sich also im Vergleich zur Ausgangssituation eine 




Abbildung 84: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“, 

Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“) 


Die naturschutzfachliche Wertigkeit hinsichtlich der Vegetation ist in Abbildung 85 dargestellt. 

Den ungenutzten Salzwiesenbereichen wäre vor allem wegen des heterogenen 

Landschaftsmusters, der natürlichen Entwässerung mit mäandrierenden Prielen und des 

Nebeneinanders von unterer und oberer Salzwiese eine hohe Wertigkeit beizumessen, den 

intensiv beweideten eine geringe Wertigkeit. Insgesamt ergäbe sich für die 

naturschutzfachliche Wertigkeit hinsichtlich der Vegetation eine Aufwertung (Abbildung 85). 

Darüber hinaus wird durch die Aufgabe der anthropogenen Entwässerung für die 

Vorlandbereiche, auf denen eine Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses vorgesehen ist, 

ein natürlicheres hydrologisches System initiiert, welches aus naturschutzfachlicher Sicht 

- insbesondere für diese derzeit stark anthropogen entwässerten Flächen - deutlich positiv zu 

bewerten ist (vgl. Kapitel 7.5.3.2.3). 




(Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Natürliche 

Dynamik“) 

Die Auswirkungen des modellhaften Managementkonzeptes „Strategie Natürliche Dynamik“ 

für den intensiv (während der Brutsaison extensiv) beweideten deichparallelen 

Vorlandstreifen (24 % der Fläche), werden bei den Auswirkungen des modellhaften 

Managementkonzeptes „Strategie Kultureinfluss“ (Kapitel 7.5.3.3.2) ausführlich beschrieben 

und werden daher an dieser Stelle nicht erneut ausgeführt. 

Die Habitateigenschaften für die hier betrachteten Arten würden sich durch die Management- 

Option „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Bodenabtrag“ anhand der 

ermittelten Indexwerte, mit Ausnahme des Wiesenpiepers (negative Tendenz), positiv 

auswirken (Abbildung 86). Diese Management-Option betrifft 66 % der Fläche. Ursache 

hierfür ist der hohe Anteil an Pionierbereichen (46 %), die für diese Flächen prognostiziert 

werden. 

Die hohe Habitatpräferenz des Rotschenkels der prognostizierten Vegetationstypen auf 76 % 

der Fläche resultiert aus den positiven Indexwerten, die sich durch die Beweidung (24 %) 

ergeben - welche aber aufgrund der strukturellen Veränderungen und der Einflüsse durch 

Viehtritt und Stress deutlich negativer zu bewerten sind (s.o.) - und die sich für die 

Pionierbereiche ergeben. Allerdings benötigt der Rotschenkel zudem geeignete Standorte 

als Nistplatz. Es wurde festgestellt, dass der Schlupferfolg beim Rotschenkel in Bereichen 

unter 0,5 m ü. MTHW größer ist als in höher liegenden Bereichen, wobei eine Präferenz von 

brütenden Rotschenkeln für Höhen um 0,4 m ü. MTHW festgestellt wurde. Dies bedeutet, 



dass sich ein Bodenabtrag auf ein Niveau von ca. 0,4 m positiv auswirken kann. Es ist 

jedoch zu beachten, dass durch Bodenabtrag die Flächen einem erhöhten Risiko, von 

Sommersturmfluten überflutet zu werden, ausgesetzt werden. Dies kann zu einem 

Totalverlust von Bodenbrütergelegen in Sommersturmfluten führen und damit die Vorteile in 

Bezug auf den Schlupferfolg konterkarieren. 

Bei der Management-Option „Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Bodenabtrag“ 

wird von einem Bodenabtrag ausgegangen, der zu einer Vegetationsausprägung mit 

Vegetationstypen der Pionierzone mit einem Flächenanteil von etwa 70 % und der unteren 

Salzwiese mit etwa 30 % ausgegangen, also einer sehr starken Erhöhung des Wasser- und 

Salzeinflusses. Für Arten, die Vegetationsausprägungen mit überwiegenden Flächenanteilen 

der unteren Salzwiese präferieren, wie z.B. dem Wiesenpieper, würde sich ein geringerer 

Bodenabtrag positiver auswirken. 





Singvögel 

Gänse 

Küstenvögel 

Singvögel 



Schneeammer 

Nonnen- & 

Ringelgans 


Rotschenkel 

Wiesenpieper 

3% 

4% 

1% 

5% 

9% 

23% 

22% 

28% 

1% 

3% 1% 

23% 

93% 

1% 6% 






„Strategie Natürliche Dynamik“ der Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“ 

68% 

75% 

67% 

67% 

24% 

24% 

23% 

24% 

23% 

47% 

0% 

1% 

1% 

75% 

53% 

76% 

76% 

52% 

* 

* 

*





Herbst, der Vegetation und der Brut- und Rastvögel zeigt, dass bei dem modellhaften 

Managementkonzept „Natürliche Dynamik“ die Biomassereduzierung nur 8 % geringer wäre, 

aber die naturschutzfachlichen Auswirkungen - hinsichtlich der Vegetation deutlich und 

hinsichtlich der hier betrachteten Vogelarten etwas - positiver zu bewerten wären (Tabelle 

60). Die Auswirkungen einer temporär intensiven Beweidung unter der Strategie 

„Kultureinfluss“ auf die Avifauna sind ohne Praxiserfahrungen nicht sicher einzuschätzen, so 

dass ein Vergleich der Managementkonzepte nur bedingt möglich ist. Welches 

Managementkonzept den Zielvorstellungen näher käme, hängt letztendlich von den 

standortspezifischen Leitbildern ab und kann daher hier nicht beurteilt werden. 


Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“ 




Ausgangssituation Beweidung mit 

0,5 Rindern/ha (90 %), 


Strategie 




Dynamik“ 

Brache (10 %) 

Beweidung mit 2 – 3 

Rindern/ha (1,5 Rindern/ha 

während der Brutsaison) 

(93 %), 

Brache (7 %) 


Salzeinflusses durch 

Bodenabtrag (66 %) 


Rindern/ha (1,5 Rindern/ha 

während der Brutsaison) 

(24 %), 

Brache (10 %) 

Stehende 

Biomasse im 

Herbst 

Auswirkungen 

auf die 

Vegetation* 


Wertigkeit 

174 t 

(Reduzierung 

um 69 %)* 

216 t 

(Reduzierung 

um 61 %)* 

hoch 10 % 

mittel 90 % 

gering 0 % 


Wertigkeit 

hoch 7 % 

mittel 0 % 

gering 93 % 

Tendenz: 


Wertigkeit 

hoch 76 % 

mittel 0 % 

gering 24 % 

Tendenz: 

Auswirkungen 

auf die Brut- 






SA 

NG 

AF 

RS 

WP 

SA 

NG 

AF 

RS 

WP 



7.5.3.4 MODELLFLÄCHE „NEßMERSIELER AUßENGRODEN“ 


Die Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“ liegt - östlich der Modellfläche „Hilgenrieder 

Außengroden“ - an der ostfriesischen Festlandsküste im Landkreis Aurich bei Neßmersiel. 

Der Vorlandbereich der Modellfläche ist dem Sommerdeich des Wester Neßmerhellers 

vorgelagert und weist eine Vorlandgröße von 68 ha auf. Die Vorlandtiefe beträgt bis zu 

500 m, unter Berücksichtigung der kleinen Vorlandinseln, die im strömungsberuhigten 

Bereich der westlich gelegenen Lahnungen aufsedimentiert sind, bis zu 600 m. 

Lahnungsbauten sind nur an der westlich angrenzenden Fläche vorhanden, nicht aber vor 

den Vorländern der Modellfläche. 

Wie auch die anderen Modellflächen der Festlandsküste liegt sie innerhalb des 

Nationalparks Niedersächsisches Wattenmeer, des FFH-Gebietes 01 „Nationalpark 

Niedersächsisches Wattenmeer“ sowie des EU-Vogelschutzgebietes V01 

„Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer“. Die Höhen des Vorlandes 

variieren zwischen 2,6 und 0,7 m ü. NN, wobei das Höhenniveau - wie bei der Modellfläche 

„Hilgenrieder Außengroden“ - auf der gesamten Modellfläche ein ähnliches Höhenniveau 

aufweist. Höhenunterschiede zeichnen sich nicht durch eine Abnahme zur See hin, sondern 

kleinteiliger innerhalb der Flächen, die von Entwässerungsgräben umgeben sind, ab. Ein 

Uferwall an der Vorlandkante ist anhand der Höhendaten deutlich zu erkennen. Dort kommt 

es seit 1980/90 (COLDEWEY ET AL., 1996) zu verstärkten Abbrüchen und Erosion. Das 

mittlere Tidehochwasser liegt hier bei 1,41 m ü. NN (Pegel „Bensersiel“). 

Die Vorlandflächen unterliegen keiner Nutzung. Die intensiv genutzten Flächen im südlichen 

Randbereich der Modellfläche sind Deichgrünländer (Abbildung 87). 

Die Vorlandflächen sind zu großen Teilen aus Landgewinnungsmaßnahmen in den 30iger 

Jahren des letzten Jahrhunderts hervorgegangen. Der gesamte Vorlandbereich wird heute 

durch ein einheitliches Raster von Entwässerungsgräben sowie auf den von 

Entwässerungsgräben umgebenen Flächen durch parallel angelegte Grüppen, mit einem 

Abstand von etwa 12 m, entwässert. Allerdings werden die Grüppen nicht gepflegt. Vom 

Sommerdeich zur Vorlandkante verlaufen mehrere Erddämme, die als Zuwegung zur 

Vorlandkante dienen. Das Mikrorelief zeichnet sich durch weiträumige höher gelegene 

Bereiche südlich der ehemaligen querlaufenden Lahnungen auf, in denen während der 

Landgewinnung besonders viel Sediment abgelagert wurde. Weiter landseitig vor dem 

vorherigen Lahnungsbau war die Sedimentation offenbar geringer, so dass hier Senken 

entstanden sind, die 20 bis 30 cm tiefer liegen. 

Entsprechend dem Relief der Vorlandfläche ergibt sich auch hinsichtlich der Vegetation ein 

Muster, welches durch die Entwässerung geprägt ist (Abbildung 88). Auf den niedriger 

gelegenen Flächen innerhalb eines Entwässerungsgraben-Rasters sind, vor allem in den 

seeseitigen Rasterflächen, Andel-Rasen der unteren Salzwiese ausgeprägt. Im Übergang 

zur oberen Salzwiese sowie randlich von Entwässerungsgräben finden sich teilweise 

kleinflächige Ausprägungen des Typs „Obere Salzwiese, unspezifisch“ die dann in die 

Modellfläche dominierenden Quecken-Rasen übergehen. Die vegetationsbestandenen 



Wattbereiche sowie Senken innerhalb der Modellfläche sind, im Gegensatz zur Modellfläche 

„Hilgenrieder Außengroden“, von Schlickgras-Watt geprägt. Queller-Watt findet sich nur auf 

einer kleinen Fläche im Nordwesten der Fläche. 

Durch Kartierungen in den Jahren 1997, 2004 und 2007 (ANDRATSCHKE, 2009) ist die 

Veränderung der Vegetation nach Aufgabe der Nutzung zwischen 1992 und 1996 recht 

genau bekannt. Noch 1997 bestand ein Großteil der Fläche aus artenarmen Andelrasen und 

Rotschwingelrasen, die aus der Beweidung hervorgegangen waren. Diese Bereiche haben 

sich größtenteils zu noch artenärmeren Queckenfluren gewandelt. Nur in den Senken hinter 

den alten Lahnungen blieben Andelrasen erhalten, die jetzt mit Astern vergesellschaftet sind. 

Im Mittel liegen diese Flächen bei 1,80 m ü. NN mit einem mittleren Grundwasserstand von 

25 bis 30 cm unter Flur (2007). Senken, die nur wenige Zentimeter tiefer liegen (ca. 

1,75 cm ü. NN), sind mit Andelrasen bestanden, die mit Arten der Pionierzone wie 

Strandsode und Queller oder mit Keilmelden vergesellschaftet sind. Hier lag der mittlere 

Grundwasserstand im Jahr 2007 bei nur 15 bis 20 cm unter Flur, was auch damit 

zusammenhängt, dass die ja sehr landseitig gelegenen Senken bei Flut über die 

Entwässerungsgräben „bewässert“ werden. Demgegenüber liegen die Einheiten der oberen 

Salzwiese etwa 20 bis 30 cm höher. Die reinen Queckenbestände finden sich bei einem 

mittleren Grundwasserstand von 45 cm unter Flur. Das Grundwasser ist zudem weniger 

salzhaltig. Dies zeigt die Bedeutung des Wasserhaushaltes und der Geländehöhe für die 

Ausprägung von Pflanzengesellschaften mit unterschiedlicher Biomasseproduktion. Im 

Gegensatz dazu zeigen sich keine Unterschiede im Phosphor- und Carbonatgehalt der 

Böden. 

Aufgrund der ausgedehnten produktiven Quecken-Rasen, der Nichtnutzung und der großen 

Vorlandtiefe ist die stehende Biomasse im Herbst auf dieser Modellfläche sehr hoch. 

Insgesamt stehen auf der rund 68 ha großen Vorlandfläch im Herbst rund 532 t Biomasse 

(~ 7,8 t/ha) (vgl. Abbildung 89). Für den Deichabschnitt entlang dieser Modellfläche wurde 

nach den Sturmfluten 2006 und 2007 im Mittel „sehr viel Treibsel“ gemeldet. 



Abbildung 87: Ausgangssituation Landnutzung (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“) 

Abbildung 88: Ausgangssituation Vegetation (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“) 



Abbildung 89: Ausgangssituation stehende Biomasse (Modellfläche „Neßmersieler 


Abbildung 90: Ausgangssituation Höhenlage (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“) 




Die Entwässerung der Vorlandfläche ist durch ein Netz an Gräben anthropogen geprägt und 

unterliegt nur sehr bedingt einer natürlichen Dynamik. Die Vegetation der oberen Salzwiese 

wurde naturschutzfachlich als „mittel“ bewertet, da die Entwässerung zu einer weitgehenden 

Homogenisierung der Vegetation führt und die Diversität auf Landschaftsebene gering ist. 

Die Vegetationseinheiten der unteren Salzwiese wurden hingegen als „hoch“ bewertet, da 

auf diesen Flächen der Einfluss der Entwässerung geringer ausgeprägt und die Diversität 

höher ist. 

Für die Vegetation der gesamten Vorlandfläche dieser Modellfläche ergibt sich aufgrund der 

ungenutzten Salzwiesen eine hohe naturschutzfachliche Wertigkeit (Abbildung 91). Lediglich 

die Flächen des Deichgrünlandes im südlichen Randbereich sind aufgrund der intensiven 

Nutzung als gering zu bewerten. 

Die Entwässerung der Vorlandflächen ist durch ein Netz an Entwässerungssystemen 

anthropogen geprägt und unterliegt nur sehr bedingt einer natürlichen Dynamik. Zudem ist 

auch noch die Höhenlage durch anthropogene Einflüsse geprägt. Man sieht nach wie vor 

anhand der Höhenkarte die alten Lahnungsfelder. 

Abbildung 91: Naturschutzfachliche Wertigkeit (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“) 





Die ungenutzten, produktiven Quecken-Rasen bedingen eine hohe stehende Biomasse im 

Herbst, so dass hier ein hohes Potenzial der Treibselentstehung besteht. Um die Biomasse 

zu reduzieren, wird bei dem modellhaften Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ 

(Abbildung 92) eine Beweidungsintensität von 1,5 Rindern/ha auf den gesamten Vorländern 

der Modellfläche vorgesehen. Zum einen erfolgt durch die extensive Beweidung ein direkter 

Biomasseaustrag, zum anderen wird durch diese Nutzung die Entwicklung zu weniger 

produktiven Vegetationstypen gefördert, wodurch sich ebenfalls ein biomassereduzierender 

Effekt ergibt. Für die Vorlandlandinseln wird keine Beweidung angenommen, sie liegen 

brach. 

Die Entwässerung könnte – wie auch bei der Modellfläche „Hilgenrieder Außengroden“ - in 

Anlehnung an die Planungen des Vorlandmanagementplans für den Bereiche Deichacht 

Norden (NLWKN NOR 2003) erfolgen. Demnach erfolgt eine Entwässerung durch eine 

deichferne (mind. 50 m) parallele Deichfußentwässerung und bedarfsweise Begrüppung des 

Zwischenbereichs zum Deichfuß. Des Weiteren sollte hinsichtlich der 

Entwässerungsintensität geprüft werden, ob unter der vorgesehenen Landnutzung die 

Anzahl der Grüppen reduziert werden kann. Die Deichfußentwässerung ist hierbei auf jeden 

Fall sicherzustellen. 


„Neßmersieler Außengroden“) 



PROGNOSE 

Als Folge der großflächigen Beweidung der Vorlandflächen mit 1,5 Rindern/ha wird eine 

Entwicklung der Quecken-Rasen, wie auch für die nicht weiter spezifizierten 

Vegetationstypen der oberen Salzwiese, hin zu einem Komplex von Salzbinsen- (17 %) und 

Rotschwingel-Wiesen (68 %) prognostiziert. Die mit Andel-Rasen bestandenen Bereiche der 

unteren Salzwiese würden sich durch die höhere Beweidungsintensität lediglich in ihrer 

Struktur, nicht aber hinsichtlich des Typs, ändern. Für die Bereiche der Pionierzone wurde 

keine Nutzung angenommen, so dass sich hier hinsichtlich der Vegetation keine Änderungen 

ergeben würden (Abbildung 93). 

Abbildung 93: Entwicklungsprognose Vegetation (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“, 


Für die mit 1,5 Rindern/ha beweideten Vorlandflächen der oberen Salzwiese würde sich eine 

stehende Biomasse im Herbst von 730 g/m², für die der unteren Salzwiese 299 g/m² 

ergeben. Für die Bereiche der Pionierzone ergäben sich hinsichtlich der stehenden 

Biomasse keine Änderungen. Die daraus resultierende gesamte stehende Biomasse des 

Vorlandes der Modellfläche wäre mit rund 453 t deutlich geringer als bei der 

Ausgangssituation mit 532 t (vgl. Kapitel 7.5.3.4.1). Durch das Managementkonzept 





Abbildung 94: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“, 



Aufgrund der extensiven Beweidungsintensität und der damit verbundenen Entwässerung 

würde der Vegetation der beweideten Flächen eine mittlere naturschutzfachliche Wertigkeit 

hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“ beigemessen werden. Die ungenutzten 

Salzwiesenbereiche würden hingegen eine hohe Wertigkeit aufweisen (Abbildung 95). Im 

Vergleich zur Ausgangssituation ergäbe sich also eine Verschlechterung der Wertigkeit 

hinsichtlich der Vegetation. 




(Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) 

Die Auswirkungen des modellhaften Managementkonzeptes „Strategie Kultureinfluss“ auf die 

hier betrachteten Brut- und Rastvögel würde sich anhand der ermittelten Indexwerte für alle 

Arten - mit Ausnahme des Wiesenpiepers (neutrale Entwicklungstendenz) - deutlich positiv 

auf die Habitateigenschaften auswirken (Abbildung 96). Diese Bewertung basiert auf 

Indexwerten, die vorwiegend den Einfluss des Vegetationstyps, jedoch nur zum Teil den 

Einfluss der Nutzungsform wiedergeben. 

Die Ursache der überwiegend positiven Entwicklung ist in der Entwicklung der Quecken- 

Rasen (77 %), wie auch der nicht weiter spezifizierten Vegetationstypen der oberen 

Salzwiese (8 %), hin zu einem Komplex von Salzbinsen- (17 %) und Rotschwingel-Wiesen 

(68 %) zu sehen. Hochwüchsige, wenig strukturierte Quecken-Rasen, die die Vegetation der 

Ausgangssituation dominieren, stellen für die hier betrachteten Arten überwiegend 

ungünstige Habitateigenschaften dar: Die hier betrachteten Rastvögel finden auf diesen 

Flächen keine geeignete Nahrung, die hier betrachteten Brutvögel bevorzugen strukturreiche 

(Rotschenkel, Wiesenpieper) oder offene Vegetation (Austernfischer). Generell stellt eine 

Rotschwingel-Wiese im Vergleich zum Quecken-Rasen aufgrund der kurzwüchsigen, 

offenen Struktur und des Nahrungsangebotes günstigere Voraussetzungen für die hier 

betrachteten Arten dar. 

Durch eine Rinderbeweidung ergeben sich deutliche Veränderungen der 

Vegetationsstruktur. Signifikante Änderungen wurden für die Vegetationsdichte, die 

Heterogenität der Vegetation und die Vegetationshöhe festgestellt. Dabei wird durch die 



Beweidung die Vegetationsdichte verringert, die kleinräumige Heterogenität und die 

Vegetationshöhen nehmen ab. Dies führt zu einer Verschlechterung der Habitate für 

brütende Rotschenkel und Wiesenpieper. Durch eine Beweidung kommt es neben den 

Veränderungen der Vegetationsstruktur und der Bodenverdichtung (vermindertes 

Nahrungsangebot für Brutvögel) zu einer Störung der Brutvögel durch die Weidetiere, die zu 

erhöhtem Stress der Brutvögel führen kann. Zudem ist ein direkter Gelegeverlust aufgrund 

von Viehtritt möglich. Diese Faktoren wirken sich umso negativer auf Brutvögel aus, je höher 

die Viehdichte (Anzahl Tiere/Hektar) ist. 

Die positiven Auswirkungen der Vegetationsentwicklung von Quecken-Rasen hin zu 

strukturreicheren Vegetationstypen sind also gegen die negativen Auswirkungen durch eine 

veränderte Vegetationsstruktur, Viehtritt und Stress durch die extensive Beweidung 

abzuwägen. 





Singvögel 

Gänse 

Küstenvögel 

Singvögel 



Schneeammer 

Nonnen- & 

Ringelgans 


Rotschenkel 

Wiesenpieper 

12% 

15% 

8% 

8% 

12% 

12% 

8% 

3% 

97% 

3% 

80% 

88% 






„Strategie Kultureinfluss“ der Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“ 

77% 

77% 

68% 

17% 

17% 

14% 

4% 

97% 

3% 

12% 

68% 

3% 

12% 

68% 

15% 

3% 

82% 

17% 

* 

* 

*



DYNAMIK“ 

Obwohl die Vorlandflächen nicht in Nutzung stehen, unterliegt die derzeitige Ausprägung des 

Vorlandbereiches der Modellfläche aufgrund der anthropogenen Entwässerung und deren 

Auswirkungen auf die Ökologie des Vorlandes sowie den künstlich angelegten Erddämmen 

nur bedingt einer natürlichen Dynamik. Um auf diesen vom Menschen geprägten 

Vorlandflächen eine Entwicklung hin zu mehr Naturnähe zu erreichen, wird beim 

modellhaften Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ (Abbildung 97) auf eine 

Management-Option des Typs „Prozessschutz“ zurückgegriffen. 

Die Entwässerung ist, wie bei dem modellhaften Managementkonzept „Strategie 

Kultureinfluss“, in Anlehnung an die Planungen des Vorlandmanagementplans für den 

Bereiche Deichacht Norden (NLWKN NOR 2003) vorgesehen. Demnach erfolgt eine 


bedarfsweise Begrüppung des Zwischenbereichs zum Deichfuß. 

Der Prozessschutz soll für alle Vorlandflächen seeseitig dieser Deichfußentwässerung 

erfolgen. Ein reiner Prozessschutz wäre auf diesen stark anthropogen geprägten 

Vorlandflächen (Entwässerung, Erddämme), ohne vorherige Umgestaltung der Flächen aus 

treibselreduzierender Sicht, aber auch aus naturschutzfachlicher Sicht, wenig zielführend 

(vgl. Kapitel 7.3.4). Daher wird hier die Management-Option „aktiver Prozessschutz“ 

vorgesehen, bei der neben der Nutzungsaufgabe der Rückbau des Entwässerungssystems 

vorgesehen ist. Das bestehende Entwässerungssystem soll durch vollständige und 

nachhaltige Verfüllung der Gräben (ggf. auch der Grüppen) aufgegeben werden. Die 

Erddämme, welche optimale Rückzugsräume für Prädatoren (Füchse) darstellen und einem 

natürlichen Wasserzu- und -abfluss entgegenstehen, sollen abgetragen werden. 

Hinsichtlich des Ziels einer möglichst natürlichen Entwässerung der Flächen über 

mäandrierende Priele wird einer vollständigen Verfüllung der bestehenden 

Entwässerungssysteme ohne weitere Maßnahmen wenig Aussicht auf Erfolg beigemessen. 

Wie sich bereits in der Praxis gezeigt hat, wird das Verfüllungsmaterial, zumindest in 

Bereichen mit hohen Strömungsintensitäten, schnell wieder ausgespült. Aus diesem Grund 

werden an geeigneten Stellen (hohe Strömungsintensitäten, Umgestaltung vorhandener 

Strukturen) Prielinitialisierungen vorgesehen. Die Reliefgestaltung sollte nur soweit 

vorgenommen werden, dass eine Entwicklung hin zu einer natürlichen Dynamik gegeben 

und unterstützt wird; also die vollständige Ausgestaltung nicht anthropogen, sondern durch 

das Wirken natürlicher Prozesse erfolgt. 

Die Planung für die Initialisierung von Prielsystemen setzt eine sehr genaue Kenntnis über 

das Relief (Laserscandaten, Geländevermessungen) und die hydraulischen Verhältnisse 

(Strömungsverläufe, Durchflussmengen) voraus. Nur auf dieser Grundlage kann eine 

erfolgreiche Umsetzung erfolgen, die im Rahmen dieses Forschungsvorhabens nicht zu 

leisten ist. Die in Abbildung 97 dargestellten Prielsysteme sind rein schematisch und stellen 

keine Grundlage für konkrete Planungen dar. 

Für die südlich des deichparallelen Entwässerungsgrabens gelegenen Vorlandflächen ist 

eine Landnutzung in Form einer Beweidung mit 1,5 Rindern/ha vorgesehen. Der 



deichparallele Graben dient neben der Entwässerung auch der Viehkehrung, um unnötige 

Zäune, in denen sich Treibsel verfangen, zu vermeiden. 

Auch bei diesem Managementkonzept stellt der genutzte Vorlandbereich eine „Pufferzone“ 

zwischen dem zu entwässernden Deichfuß und den Vorlandflächen, die nur einem 

natürlichen Grad der Entwässerung unterliegen, dar. Trotz Umgestaltung der Vorlandflächen, 

die eine Entwicklung hin zu einer Naturlandschaft begünstigen soll, ist die Möglichkeit einer 

Nutzung von Vorlandflächen gegeben. Eine intensive Nutzung kann aufgrund der 

umfangreichen naturschutzfachlichen Aufwertung auf den seewärtigen Vorländern 

gerechtfertigt werden. 

Abbildung 97: modellhaftes Managementkonzept Strategie „Natürliche Dynamik“ (Modellfläche 

„Neßmersieler Außengroden“) 

PROGNOSE 



Vegetationsausprägung deutliche Veränderungen ergeben. Auf den Vorlandflächen, auf 

denen Prozessschutz nach aktiver Aufgabe der Entwässerung vorgesehen wurde, würde 

sich auf den derzeitigen Quecken-Rasen ein Muster von Vegetationstypen aus Quecken- 

Rasen (~ 40 %), Rotschwingel-Wiese (~ 30 %) und untere Salzwiese unspezifisch (~ 30 %) 

ergeben. Auf Vorlandflächen mit Beständen der oberen Salzwiese unspezifisch würden sich 

Andel-Rasen der unteren Salzwiese ausprägen. Die derzeitigen Andel-Rasen (12 %) würden 



zu etwa 10 % durch Queller-Watt-Bereiche geprägt sein. Für die Pionierzone wird keine 

Veränderung prognostiziert (Abbildung 98). 

Auf dem mit 3-6 Schafen/ha (zur Brutsaison mit < 3 Schafen/ha) beweideten deichnahen 

Vorlandstreifen würden sich die derzeitigen Vegetationstypen der oberen Salzwiese 

(Quecken-Rasen, obere Salzwiese unspezifisch) zu Rotschwingel-Wiesen entwickeln. 

Abbildung 98: Entwicklungsprognose der Vegetation (Modellfläche „Neßmersieler 


Aufgrund der oben dargelegten Vegetationsentwicklung, die sich durch „aktiven 

Prozessschutz“ ergibt, würde sich die stehende Biomasse im Herbst im Vergleich zur 

Ausgangssituation deutlich verringern. Die stehende Biomassemenge im Herbst für den 

durch Beweidung genutzten Vorlandstreifen würde im Vergleich zur Ausgangssituation 

ebenfalls deutlich verringert. Die gesamte stehende Biomasse des Vorlandes der 

Modellfläche wäre mit rund 305 t geringer als bei der Ausgangssituation mit 532 t (vgl. 

Kapitel 7.5.3.4.1). Durch das Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ ergäbe 

sich also im Vergleich zur Ausgangssituation eine Biomassereduzierung von 228 t auf den 

rund 68 ha (~ 3,3 t/ha) (Abbildung 99). 



Abbildung 99: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“, 



Die naturschutzfachliche Wertigkeit hinsichtlich der Vegetation ist in Abbildung 100 

dargestellt. Den ungenutzten Salzwiesenbereichen wäre wegen der natürlichen 

Entwässerung mit mäandrierenden Prielen und dem Nebeneinander von unterer und oberer 

Salzwiese eine hohe Wertigkeit beizumessen, den intensiv beweideten eine geringe 

Wertigkeit. Insgesamt ergäbe sich für die naturschutzfachliche Wertigkeit hinsichtlich der 

Vegetation im Vergleich zur Ausgangssituation eine Wertminderung. 

Allerdings wird durch die Aufgabe der anthropogenen Entwässerung für die Vorlandbereiche, 

auf denen „aktiver Prozessschutz“ (Verfüllung vorhandener Entwässerungssysteme und 

Prielinitiierung) vorgesehen ist, die Entwicklung eines natürlicheren hydrologischen Systems 

ermöglicht, welches aus naturschutzfachlicher Sicht - insbesondere für diese derzeit stark 

anthropogen entwässerten Flächen - deutlich positiv zu bewerten ist (vgl. Kapitel 7.5.3.2.3). 




(Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“, Managementkonzept „Strategie Natürliche 

Dynamik“) 

Die Gesamtbewertung der hier betrachteten Vogelarten für das modellhafte 

Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ würde anhand der ermittelten 

Indexwerte - mit Ausnahme des Wiesenpiepers (leicht negative Entwicklungstendenz) - leicht 

bis deutlich positiv ausfallen (Abbildung 101). Die Bewertung beruht auf Indexwerten, die 

vorwiegend den Einfluss des Vegetationstyps, zum Teil aber auch den Einfluss der 

Nutzungsform abbilden (vgl. Anhang 2). 

Die positive Entwicklung für die Arten Schneeammer, Nonnen-, Ringelgans, Austernfischer 

und Rotschenkel ergäbe sich aufgrund des „aktiven Prozessschutzes“ auf etwa 59 % der 

Fläche der mit Quecken-Rasen bestandenen Flächen. Der prognostizierte 

Vegetationskomplex aus Typen der oberen und unteren Salzwiese würde für die Arten aus 

den oben genannten Gründen günstigere Habitateigenschaften mit sich bringen. Die 

vorwiegend negativen Auswirkungen des Entwicklungsbestandes an Quecken-Rasen (21 %) 

werden an den Diagrammdarstellungen deutlich. 

Für die übrigen Vegetationstypen würden sich unter dieser Management-Option nur 

geringfügige Änderungen ergeben (insg. 21 % der Fläche). So würde sich der zusätzliche 

Anteil an Pionierbereichen für die Gänse und den Wiesenpieper negativ, für den Rotschenkel 

hingegen positiv auswirken. 

Die intensive, zur Brutsaison extensive Schafbeweidung des deichparallelen 

Vorlandstreifens auf 27 % der Fläche würde sich hinsichtlich des Einflusses des 



Vegetationstyps - mit Ausnahme des Wiesenpiepers (neutrale Entwicklungstendenz) – 

anhand der Indexwerte deutlich positiv darstellen. Allerdings bilden die zugrunde liegenden 

Indexwerte weder den Einfluss der Nutzungsform noch den der Beweidungsintensität ab. 

Eine Schafbeweidung mit 3-6 Schafen/ha führt im Allgemeinen zu großflächig homogenen, 

kurzwüchsigen Vegetationsbeständen, die ungeeignet für brütende Rotschenkel und 

Wiesenpieper sind. Zudem ist der Einfluss durch Störung von Weidetieren sowie möglichen 

Gelegeverlusten aufgrund von Viehtritt auf die Brutvögel zu berücksichtigen. 

Generell wird, auf nicht zu hoch gelegenen Flächen, durch Aufgabe der Nutzung die 

Heterogenität der Vegetation gefördert, in der sich dichte, hochwüchsige 

Vegetationsbestände mit offeneren Bereichen abwechseln. Dies sind die bevorzugten 

Bruthabitate von Rotschenkeln und Wiesenpiepern. Durch eine aktive Aufgabe der 

Entwässerung wird die Bildung von nassen Senken im Wechsel mit höher gelegenen 

trockenen Bereichen gefördert, wodurch die Diversität der Vegetationseinheiten zunimmt und 

damit die Vielfalt der Bruthabitate gefördert wird. Dadurch stehen für Wiesenlimikolen neben 

günstigen Bruthabitaten auch günstige Nahrungshabitate für die Küken zur Verfügung, wobei 

die Attraktivität der Flächen für Prädatoren durch nasse Bereiche zurückgeht. 





Singvögel 

Gänse 

Küstenvögel 

Singvögel 

Schneeammer 

Nonnen- & 

Ringelgans 


Rotschenkel 

Wiesenpieper 


12% 

15% 

8% 

8% 

12% 

12% 

8% 

3% 

97% 

3% 

80% 

88% 

77% 

77% 

43% 

8% 

27% 

23% 

27% 

19% 

24% 

33% 

21% 

52% 

21% 

52% 

50% 

3% 10% 






„Strategie Natürliche Dynamik“ der Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“ 

87% 


* 

* 

*





Herbst, der Vegetation und der Brut- und Rastvögel zeigt, dass mit dem modellhaften 

Managementkonzept „Natürliche Dynamik“ sowohl eine deutlich höhere Biomasse- 

reduzierung erreicht würde als auch die naturschutzfachlichen Auswirkungen - hinsichtlich 

der Vegetation deutlich und hinsichtlich der hier betrachteten Vogelarten etwas - positiver zu 

bewerten wären (Tabelle 61). Welches Managementkonzept den Zielvorstellungen näher 

käme, hängt letztendlich von den standortspezifischen Leitbildern ab und kann daher hier 

nicht beurteilt werden. 


Modellfläche „Neßmersieler Außengroden“ 





Stehende 

Biomasse im 

Herbst 

Auswirkungen 

auf die 

Vegetation* 

Ausgangssituation Brache (100 %) 532 t naturschutzfachl. 

Wertigkeit 


Strategie 




Dynamik“ 



Brache (3 %) 

„aktiver“ Prozessschutz 

(71 %), 


Schafen/ha (< 3 Schafen /ha 

zur Brutsaison) (27 %), 

Brache (2 %) 

453 t 

(Reduzierung 

um 19 %)* 

305 t 

(Reduzierung 

um 43 %)* 

hoch 15 % 

mittel 85 % 

gering 0 % 


Wertigkeit 

hoch 3 % 

mittel 97 % 

gering 0 % 

Tendenz: 


Wertigkeit 

hoch 73 % 

mittel 0 % 

gering 27 % 

Tendenz: 

Auswirkungen 

auf die Brut- 






SA 

NG 

AF 

RS 

WP 

SA 

NG 

AF 

RS 

WP


7.5.3.5 MODELLFLÄCHE „NEUENLANDER AUßENDEICH“ (WESER-ÄSTUAR) 


Der Vorlandbereich der Modellfläche „Neuenlander Außendeich“ liegt rechtseitig des Weser- 

Ästuars nördlich von Brake auf Höhe der Weserinsel „Strohauser Plate“. Die insgesamt 

28 ha große Vorlandfläche weist eine Vorlandtiefe von 100-300 m auf. Der Vorlandbereich 

kann durch den Wasserweg zum Neuenlander Siel in zwei Teilbereiche aufgeteilt werden: 

Einen rund 10 ha großen, nördlich gelegenen Teil und einen etwa 18 ha großen, südlich 

gelegenen Teil. Beide Vorlandbereiche liegen innerhalb des FFH-Gebietes 203 

„Unterweser“, der südliche Teilbereich zudem in dem Naturschutzgebiet „Neuenlander 

Außendeich“. Der Weserabschnitt im Bereich dieser Vorlandflächen liegt in der oligohalinen 

Zone (Salinität 0,5 – 5 ‰), wobei die Lage der Salinitätszonen sehr variabel ist, da sie kurz- 

und mittelfristig durch den Oberflächenabfluss, das Tidegeschehen und den Wind beeinflusst 

wird (GFL et al. 2006). 

Die überwiegend mit Röhricht bestandenen Vorlandflächen des südlichen Teilbereichs 

werden derzeit in Abstimmung mit der UNB des Landkreises Cuxhaven im Winter gemäht. 

Aus naturschutzfachlichen Gründen wird bei der Röhricht-Mahd ein 20 m breiter Abstand zur 

Vorlandkante gehalten und etwa 30 m breiter Röhrichtstreifen in der Mitte dieser Teilfläche 

als Rückzugsraum stehen gelassen. Somit ergibt sich eine Mahdfläche von etwa 12 ha, 

deren Mahdgut für die hiesige Dachdeckung verwendet wird. Der nördliche Teilbereich wird 

nach den vorliegenden Daten nicht genutzt, allerdings geht aus den Vegetationsdaten 

hervor, dass auf einer Breite von etwa 80 m deichnah Grünländer liegen, welche eine 

Nutzung bedingen. Demzufolge ist hier von einer Nutzung durch Weide oder Mahd 

auszugehen (Abbildung 102). 

Die Vegetation wird von ausgedehnten Schilf-Röhrichten der Brackmarsch dominiert. Auf 

dem südlichen Teilbereich bedecken Schilf-Röhrichte die gesamte Vorlandfläche bis auf 

einen schmalen deichnahen Streifen, welcher mit halbruderalen Gras- und Staudenfluren 

feuchter bis mittlerer Standorte bestanden ist. Dieser deichnahe Streifen mit Gras- und 

Staudenfluren findet sich auch auf der nördlichen Teilfläche wieder. Flussseitig daran 

angrenzend dehnen sich diese Gras- und Staudenfluren in einem etwa 80 m breiten 

Vorlandbereich aus, der überwiegend von artenärmerem mesophilen Grünland geprägt ist. 

Das übrige Vorland des nördlichen Teilbereichs ist mit Schilf-Röhrichten sowie an der 

Vorlandkante kleinflächig mit Strandsimsen-Röhricht bewachsen (Abbildung 103). Das 

Schilf-Röhricht ist ausgesprochen dicht und hochwüchsig und besteht deshalb beinahe 

ausschließlich aus Schilf (Phragmites communis). 

Die gesamte stehende Biomasse (im Herbst) dieser Modellfläche ist aufgrund der bis zum 

Herbst ungenutzten, vorwiegend mit Schilf-Röhricht bestandenen Flächen zu Beginn der 

Sturmflutsaison äußerst hoch. Die bis in den Herbst ungenutzten Schilf-Röhrichte weisen 

eine stehende Biomasse von rund 1.470 g/m² auf. Auf der 28 ha großen Modellfläche stehen 

insgesamt rund 384 t Biomasse (~ 13,7 t/ha) (vgl. Abbildung 104). Für den Deichabschnitt 



entlang des südlichen Teilbereichs der Modellfläche wurde nach den Sturmfluten 2006 und 

2007 im Mittel „viel Treibsel“ gemeldet, entlang des nördlichen Teilbereichs wenig bis mäßig 

viel Treibsel. 

Abbildung 102: Ausgangssituation Landnutzung (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“) 



Abbildung 103: Ausgangssituation Vegetation (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“) 

Abbildung 104: Ausgangssituation stehende Biomasse (Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“) 




Die naturschutzfachliche Wertigkeit der gemähten und ungemähten Röhrichtbestände 

hinsichtlich der Vegetation ist als hoch einzustufen. Die Wintermahd hat auf die 

Artenzusammensetzung der Vegetation - im Gegensatz zur Vogelwelt - praktisch keinen 

Einfluss. Deshalb werden gemähte und ungemähte Schilfröhrichte gleich bewertet. Die Gras- 

und Staudenfluren sind mit einer mittleren naturschutzfachlichen Wertigkeit einzustufen, die 

Grünländer als gering, da sie sich unter natürlichen Bedingungen nicht halten würden. 

Hinsichtlich der hydrologischen Verhältnisse weist das Weserästuar (wie auch die Ästuare 

Elbe und Ems) aufgrund der starken anthropogenen Überformung im Zuge von 

Ausbaumaßnahmen zu Schifffahrtsstraßen (u.a. veränderte Flussverläufe, Uferprofile, 

Tidenhübe, Strömungsgeschwindigkeiten, Salinitätszonen) wenig Naturnähe auf. 

Abbildung 105: Naturschutzfachliche Wertigkeit (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“) 




Die derzeit durchgeführte Röhricht-Mahd im Winter wirkt sich nur dann treibselreduzierend 

aus, wenn die ersten stärkeren Sturmfluten erst nach der Wintermahd auftreten. In diesem 

Fall stehen nur noch die Randstreifen der Mahdfläche im südlichen Teilbereich (welche 

vermutlich gegenüber Strömungs- und Wellenenergie schneller losgerissen werden als 

Röhrichte in einem großen Bestand) und die ungemähten Röhrichtbestände des nördlichen 

Teilbereichs. Im Falle einer vor der Wintermahd auftretenden Herbst-Sturmflut hingegen,


welche durchaus wahrscheinlich ist (vgl. Kapitel 7.4.4), stehen 384 t Biomasse (~ 13,7 t/ha) 

als potenzielles Treibsel auf der Fläche. 

Um die Röhricht-Mahd hinsichtlich des Ziels der Treibselreduzierung effizienter 

durchzuführen, wird bei dem modellhaften Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ 

(Abbildung 106) eine Röhricht-Mahd vorgesehen, bei der die Mahd bereits im frühzeitigen 

Herbst, also vor der Sturmflutsaison, erfolgt. Aufgrund des Mahdzeitpunkts kann das 

Mahdgut nicht für die Dachdeckung verwendet werden, so dass dieses entweder für 

energetische Verwendungen zur Verfügung stünde oder anderweitig verwendet oder 

entsorgt werden müsste. Für den nördlichen Teilbereich wird keine Röhricht-Mahd 

vorgesehen, da die röhrichtbestandenen Flächen deutlich kleiner sind. Stattdessen wird hier 

die Entwicklung eines Auwaldstreifens von etwa 60 m Breite zwischen den Grünlandflächen 

und den Röhrichtbeständen vorgesehen. Da dieser auf derzeitigen Röhrichtbeständen 

vorgesehen ist, wird hierdurch eine direkte Treibselreduzierung erreicht. Der Effekt der 

indirekten Treibselreduzierung durch die Funktion des Auwaldstreifens als „Treibselfänger“ 

dürfte aber entscheidender sein. Diese Management-Option wird im größeren Umfang auch 

bei dem Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ erreicht und wird daher dort 

näher erläutert. Für die derzeitigen Grünlandflächen wird eine Beweidung von 1,5 Rindern/ha 

vorgesehen. 


„Neuenlander Außendeich“) 



PROGNOSE 

Durch das Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ würden sich im Vergleich zur 

Ausgangssituation (vgl. Kapitel 7.5.3.5.1) für den südlichen Teilbereich hinsichtlich der 

Vegetationstypen keine Veränderungen ergeben, da davon auszugehen ist, dass die Schilf- 

Röhrichte durch eine Röhricht-Mahd im Herbst erhalten blieben (Abbildung 107). Allerdings 

kommt es durch die Mahd zu einer starken strukturellen Veränderung der Röhrichte. Nach 

den Untersuchungen KUBE & PROBST (1999) unterscheiden sich gemähte Bestände deutlich 

durch eine höhere Halmdichte, eine geringere Halmlänge sowie eine fehlende 

Knickschilfschicht gegenüber ungemähten Beständen. 

Für den nördlichen Teilbereich würden sich hingegen auf den Flächen, auf denen eine 

Auwaldentwicklung vorgesehen ist, entsprechend Auwaldbereiche entwickeln. Auf den 

beweideten Flächen würde sich mesophiles Grünland sowie Schilf-Röhricht in den 

Randbereichen ausprägen. 

Abbildung 107: Entwicklungsprognose Vegetation (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“, 


Durch die Röhricht-Mahd im Herbst ist die stehende Biomasse im Herbst auf den gemähten 

Flächen mit 20 g/m² erheblich geringer im Vergleich zur Ausgangssituation mit 1.469 g/m². 

Auch auf dem nördlichen Teilbereich wird durch die Auwaldentwicklung und Beweidung eine 

Biomassereduzierung erreicht. Die stehende Biomasse des gesamten Vorlandes der 

Modellfläche wäre mit rund 147 t deutlich geringer als bei der Ausgangssituation mit 384 t 



(vgl. Kapitel 7.5.3.5.1). Durch das Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ ergäbe sich 

also im Vergleich zur Ausgangssituation eine Biomassereduzierung von 237 t auf 28 ha 

(~ 8,4 t/ha) (Abbildung 108). 

Allerdings ist zu berücksichtigen, dass eine Röhricht-Mahd im Herbst naturschutzrechtlich 

voraussichtlich nur durch Schaffung von Ersatzhabitaten von Röhrichtlebensräumen 

realisierbar wäre. Hierfür kämen nur geschützte Lagen in Frage, bei denen ein hoher 

Biomasseaustrag unwahrscheinlich wäre, wobei ein Biomasseaustrag nicht ausgeschlossen 

werden kann. 

Abbildung 108: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“, 



Für die durch Röhricht-Mahd und Beweidung genutzten Vorlandflächen ergäbe sich aufgrund 

des Nutzungseinflusses eine mittlere naturschutzfachliche Wertigkeit der Vegetation 

hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“. Die ungenutzten Röhricht-Bestände der 

Modellfläche wären als hoch, die Strandsimsen-Röhrichte und Hochstaudenfluren als mittel 

zu bewerten. Somit ergäbe sich im Vergleich zur Ausgangssituation insgesamt eine 

naturschutzfachliche Wertminderung (Abbildung 109). 




(Modellfläche „Neuenlander Außendeich“, Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“) 

Das modellhafte Managementkonzept der Strategie „Kultureinfluss“ beruht für den südlichen 

Teilbereich auf einer Röhricht-Mahd im Herbst. Die naturschutzfachliche Bewertung 

hinsichtlich der Auswirkungen auf die Gilde der Röhrichtbrüter erfolgt auf Grundlage einer 

Literaturstudie (Anhang 3), deren Ergebnisse bereits in Kapitel 7.4.3 zusammenfassend 

dargestellt sowie in Kapitel 7.4.4 diskutiert wurden und daher an dieser Stelle nicht erneut 

aufgeführt werden. 

Naturschutzfachlich könnte die Schilfmahd zu negativen Auswirkungen auf die Schutz- und 

Entwicklungsziele des FFH-Gebietes 203 „Unterweser“ und des Naturschutzgebietes 

„Neuenlander Außendeich“ führen. Die Auswertung belegt ein hohes naturschutzfachliches 

Konfliktpotenzial zwischen Röhricht-Mahd und Brutvögeln. Hinsichtlich dieses Konfliktes wird 

nur eine Lösungsmöglichkeit gesehen, die darin besteht, Ersatzhabitate zu schaffen. Um hier 

aber keinen neuen Bereich hoher Treibselentstehung zu schaffen, kämen nur geschützte 

Lagen in Frage, bei denen ein hoher Biomasseaustrag unwahrscheinlich wäre. 

Für den nördlichen Teilbereich werden als Management-Optionen neben brachliegenden 

Flächen Beweidung und Auwaldentwicklung vorgesehen. Die naturschutzfachliche 

Bewertung hinsichtlich der Auswirkungen auf die Röhrichtbrüter erfolgt auf Grundlage von 

Literaturangaben, welche bereits in Kapitel 7.4.3 dargestellt sowie in Kapitel 7.4.4 diskutiert 

wurden und daher an dieser Stelle nicht weiter aufgeführt werden. Da die Entwicklung des 

Auwaldstreifens nur auf einem Teil der derzeitigen Röhrichte vorgesehen wird, blieben für 

Röhricht-Arten entsprechende Habitate – wenn auch in verringerter Ausdehnung – erhalten. 



Gleichzeitig würden seltene und für die Avifauna wertvolle (FLADE 1994) Weichholzauen- 

Habitate geschaffen. Zudem würden viele Röhrichtbrüter von einem Komplex von Schilf- und 

Gehölzbeständen profitieren (wie z.B. Zwergdommel, Beutelmeise, Nachtigall). 


DYNAMIK“ 

Neben den bisher berücksichtigten Management-Optionen, deren treibselreduzierender 

Effekt entweder auf der Biomasseentnahme oder Verminderung des Biomasseaufwuchses 

beruht, soll für das modellhafte Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ 

(Abbildung 110) eine Management-Option vorgesehen werden, die zwar kleinflächig auf der 

Verminderung von potenziellem Treibsel beruht, im Wesentlichen aber durch die Funktion 

als Treibselfänger zur Treibselminimierung am Deichfuß führt. Gemeint ist die Entwicklung 

von Auwaldbereichen auf derzeit röhrichtbestandenen Flächen. Auf den Auwaldflächen 

würde sich die Biomasse an sich zwar nicht ausschlaggebend verringern, sehr wohl aber das 

potenzielle Treibsel, da die Stämme und Äste von Auwaldarten (insbesondere Weiden) 

wesentlich widerstandsfähiger sind als die Halme der Röhrichte. Zudem soll die 

Treibselreduzierung durch die Funktion als „Treibselfänger“ sowie durch die Verminderung 

der Strömungs- und Wellenenergie für deichseitig gelegene Röhrichte erfolgen. Aufgrund der 

Lage der Vorländer dieser Modellfläche, welche für Vorlandbereiche im täglichen 

Tideeinfluss aufgrund der Salzgehalte vermutlich die nördlichste Verbreitungsgrenze von 

Auwald-Ausprägungen darstellen dürfte, sollen hier Anpflanzungen von Strauchweiden 

vorgesehen werden, da sich diese am ehesten unter diesen Standortbedingungen etablieren 

können (vgl. Kapitel 0 und 7.3.4). 

Für den nördlichen Teilbereich ergeben sich hinsichtlich des Managementkonzepts keine 

Änderungen gegenüber dem der Strategie „Kultureinfluss“. 




(Modellfläche „Neuenlander Außendeich“) 

PROGNOSE 

Durch das Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“ würden sich im Vergleich zur 

Ausgangssituation (vgl. Kapitel 7.5.3.5.1) folgende Veränderungen ergeben. Auf den 

Vorlandflächen, auf denen eine Auwaldentwicklung vorgesehen ist, würden sich 

entsprechende Auwaldbestände entwickeln. Auf den beweideten Flächen würde sich 

mesophiles Grünland sowie Schilf-Röhricht in den Randbereichen ausprägen (Abbildung 

111). 



Abbildung 111: Entwicklungsprognose der Vegetation (Modellfläche „Neuenlander 

Außendeich“, Managementkonzept „Strategie Natürliche Dynamik“) 

Durch die Auwaldentwicklung und Beweidung würde eine leichte Biomassereduzierung auf 

den Vorlandflächen erreicht werden. Die stehende Biomasse des gesamten Vorlandes der 

Modellfläche wäre mit rund 309 t geringer als bei der Ausgangssituation mit 384 t (vgl. 

Kapitel 7.5.3.5.1). Durch das Managementkonzept „Strategie Kultureinfluss“ ergäbe sich also 

im Vergleich zur Ausgangssituation eine Biomassereduzierung von 75 t auf 28 ha (~ 2,7 t/ha) 

(Abbildung 112). Allerdings wird bei diesem Managementkonzept die Treibselreduzierung 

nicht nur über die Biomassereduzierung, sondern auch durch die Funktion des 

Auwaldstreifens als „Treibselfänger“ (im nördlichen Teilbereich) bzw. als „Dämpfer der 

Strömungs- und Wellenenergie“ (im südlichen Teilbereich) erreicht. Somit wäre von einer 

deutlich höheren Reduzierung des Treibsels am Deichfuß auszugehen (Abbildung 112). 



Abbildung 112: Entwicklungsprognose Biomasse (Modellfläche „Neuenlander Außendeich“, 



Für die durch Beweidung genutzten Vorlandflächen ergäbe sich aufgrund des 

Nutzungseinflusses je nach Vegetationsausprägung eine mittlere bis geringe 

naturschutzfachliche Wertigkeit der Vegetation hinsichtlich des Leitbildes „Naturlandschaft“. 

Die ungenutzten Röhricht- und Auwald-Bestände wären als hoch, die ungenutzten 

Strandsimsen-Röhrichte und Gras- und Hochstaudenfluren als mittel zu bewerten. Somit 

ergäbe sich insgesamt keine wesentliche naturschutzfachliche Wertänderung im Vergleich 

zur Ausgangssituation (Abbildung 113). 




(Modellfläche „Neuenlander Außendeich“, Managementkonzept „Strategie Natürliche 

Dynamik“) 

Das modellhafte Managementkonzept der Strategie „Natürliche Dynamik“ beruht im 

Wesentlichen auf der Management-Option Auwaldentwicklung. Die naturschutzfachliche 

Bewertung hinsichtlich der Auswirkungen auf die Röhrichtbrüter erfolgt auf Grundlage von 

Literaturangaben, welche bereits in Kapitel 7.4.3 dargestellt sowie in Kapitel 7.4.4 diskutiert 

wurden und daher an dieser Stelle nur kurz aufgeführt werden. 

Durch die Management-Option „Auwaldentwicklung“ würde eine Sukzession der Vegetation 

von Röhrichtbeständen hin zu Weichholzauen erfolgen. Demzufolge wäre auch ein 

weitgehender Artenaustausch der Vogelarten von Röhricht-Arten hin zu charakteristischen 

Arten der Weichholzauen zu erwarten. Da die Entwicklung von Auwäldern als 

treibselreduzierende Maßnahme in Form von Auwald-Streifen gewässerseitig von 

Röhrichtbeständen vorgesehen wird, blieben für Röhricht-Arten entsprechende Habitate – 

wenn auch in verringerter Ausdehnung – erhalten. Gleichzeitig würden seltene und für die 

Avifauna wertvolle (FLADE 1994) Weichholzauen-Habitate geschaffen. Zudem würden viele 

Röhrichtbrüter von einem Komplex von Schilf- und Gehölzbeständen profitieren (wie z.B. 

Zwergdommel, Beutelmeise, Nachtigall). 






Herbst, der Vegetation und der Brutvögel zeigt, dass mit dem modellhaften 

Managementkonzept „Natürliche Dynamik“ zwar eine deutlich geringere 

Biomassereduzierung erreicht würde, die Treibselreduzierung am Deichfuß durch die 

Funktion des Auwaldstreifens als „Treibselfänger“ dürfte aber deutlich höher sein. Die 

naturschutzfachlichen Auswirkungen des Managementkonzeptes „Natürliche Dynamik“ 

würden hinsichtlich der Vegetation und der Röhrichtbrüter insgesamt deutlich positiver 

ausfallen (Tabelle 62). 

Unter Berücksichtigung der in Kapitel 7.4.4 genannten Aspekte ist nicht nur die Eignung der 

Röhricht-Mahd als treibselreduzierende Management-Option, sondern auch die 

naturschutzfachliche Verträglichkeit äußerst fraglich. 


Modellfläche „Neuenlander Außendeich“ 





Ausgangssituation Röhricht-Mahd, Winter 

(53 %), 


Strategie 




Dynamik“ 

Brache (47 %) 

Röhricht-Mahd, Herbst 

(49 %), 

Brache (33 %) 



Auwaldentwicklung (8 %) 

Brache (64 %) 

Auwaldentwicklung (26 %) 



Stehende 

Biomasse im 

Herbst 

Auswirkungen 

auf die 

Vegetation* 


Wertigkeit 

147 t 

(Reduzierung 

um 71 %)* 

309 t 

(Reduzierung 

um 19 %)* 

Zusätzliche 


durch 

Funktion als 

Treibselfänge 

r 

hoch 84 % 

mittel 11 % 

gering 5 % 


Wertigkeit 

hoch 41 % 

mittel 59 % 

gering 0 % 

Tendenz: 


Wertigkeit 

hoch 82 % 

mittel 13 % 

gering 5 % 

Tendenz: 

Auswirkungen 

auf die Brut- 


Röhrichtbrüter: 

Röhrichtbrüter: 



„Naturlandschaft“.



Die hier dargestellten Managementkonzepte werden jeweils von einer Management-Option, 

die auf dem überwiegenden Flächenanteil angewendet wurde, geprägt. Dies wurde ganz 

bewusst so ausgearbeitet, um bei der naturschutzfachlichen Bewertung die Auswirkungen 

der verschiedenen Management-Optionen deutlicher darstellen zu können. Im Rahmen von 

Ausführungsplanungen kann auch ein kleinräumigeres Nebeneinander von Management- 

Optionen, z.B. unterschiedlicher Beweidungsintensitäten, aber auch von verschiedenen 

Management-Typen, sinnvoll sein. Auch ein Wechsel von Management-Optionen im 

Jahresverlauf, z.B. geringe Beweidungsintensität zur Brutzeit und zunehmende 

Beweidungsintensität im Spätsommer und Herbst oder Mahd- und Weidenutzung, können 

sowohl aus treibselreduzierender als auch naturschutzfachlicher Sicht sinnvoll sein, wurden 

aber aus Gründen der Vergleichbarkeit der Bewertung unterschiedlicher Management- 

Optionen für die Managementkonzepte nicht herangezogen. 

Alle Modellflächen liegen innerhalb der detailliert untersuchten Untersuchungsgebiete. 

Demzufolge könnte die Beschreibung der Ausgangssituation sowohl für die Vegetation als 

auch für die Avifauna sehr detailliert dargestellt werden. Dies wurde bewusst unterlassen, da 

eine Darstellung der Ausgangssituation weit über die Genauigkeit der Darstellung der 

Entwicklungssituation hinausginge und damit wenig zielführend wäre. 

Die Möglichkeiten an Management-Optionen hinsichtlich einer Treibselreduzierung für die 

Vorländer der Ästuare sind, wie bereits in Kapitel 7.3.4 erläutert, sehr begrenzt. Die 

Management-Optionen, die im Rahmen dieses Forschungsvorhabens für ein Management 

von Röhrichtflächen ausgearbeitet wurden, wurden bei den modellhaften 

Managementkonzepten berücksichtigt, um diese bei der Bewertung (Kapitel 7.5.3.5) 

vergleichen zu können. Beide Konzepte werfen Fragen auf, die möglicherweise erst im 

Rahmen von Ausführungsmaßnahmen beantwortet werden können. 

Hinsichtlich der Röhricht-Mahd im Herbst wurde im Rahmen dieses Projektes eine 

Literaturauswertung vorgenommen, die die naturschutzfachlichen Auswirkungen - soweit 

möglich - darstellt (Anhang 3). Diese Literaturauswertung basiert jedoch überwiegend auf 

Quellen, deren Ergebnisse auf Untersuchungen von Binnenröhrichten basieren, da 

entsprechende Literatur für Vorlandröhrichte nur vereinzelt vorlag. Sollte diese Management- 

Option trotz naturschutzfachlicher Konflikte umgesetzt werden, ist ein umfangreiches 

Monitoring, bei dem die naturschutzfachlichen Auswirkungen dieser Management-Option 

untersucht werden, vorzusehen. 

Bei der Management-Option „Auwaldentwicklung“ stehen weniger naturschutzfachliche 

Fragestellungen im Raum als vielmehr Fragen der Erfolgsaussichten einer Etablierung von 

Auwald unterschiedlicher Ausprägungen (Kapitel 7.3.4). Hierzu gibt es bislang zumindest für 

oligohaline Bereiche der Ästuare wenige Erfahrungen, so dass Praxiserfahrungen aus 

kleinen Pilotprojekten sehr hilfreich wären. 



Insgesamt zeigt sich, dass die Strategie „Natürliche Dynamik“ im Vergleich mit der Strategie 

„Kultureinfluss“ vergleichbare oder sogar höhere Biomassereduzierungen erreichen kann, 

was sich in geringeren Treibselmengen niederschlagen wird. Die naturschutzfachliche 

Wertigkeit der Vegetation fällt für alle Modellflächen bei der Strategie „Natürliche Dynamik“ 

positiver aus, während die Konsequenzen für die Vogelwelt unterschiedlich sind. 

7.6 FAZIT 

Für die Vorlandflächen des gesamten Betrachtungsraumes konnte eine Einstufung 

hinsichtlich des Potenzials der Treibselentstehung vorgenommen werden. Auf Grundlage 

eines Abgleichs des Potenzials der Treibselentstehung von Vorlandbereichen und dem 

tatsächlichen Treibselanfall nach den Sturmfluten der Jahre 2006 und 2007 an den 

entsprechenden Deichstrecken konnten 11 „Schwerpunktbereiche“ (Definition s. Kapitel 

7.2.1) abgeleitet werden. Diese „Schwerpunktbereiche“ zeigen auf, in welchen Bereichen ein 

Management zur Treibselreduzierung am erforderlichsten und effektivsten wäre. 

Im Rahmen dieses Projektes wurden insgesamt 15 Management-Optionen 

zusammengestellt. Diese setzten sich aus Management-Optionen zusammen, die bereits 

praktiziert, häufig im Zusammenhang von Treibselreduzierung oder Vorlandmanagement 

diskutiert werden, zukünftig - durch Fortentwicklung der Bioenergiegewinnung - zum Einsatz 

kommen könnten oder auf natürlichen Prozessen, wie Änderung des hydrologischen 

Systems oder Prozessschutz, beruhen. Diese Zusammenstellung an Management-Optionen, 

deren treibselreduzierender Effekt berechnet bzw. prognostiziert und die einer 

naturschutzfachlichen Bewertung unterzogen werden, stellt somit eine umfassende, fundierte 

Planungs- und Diskussionsgrundlage für zukünftige Vorhaben eines Treibselmanagements, 

aber auch für die Erstellung von Managementplänen gemäß § 7 Abs. 3 NWattNPG, dar. 

Grundsätzlich sind die Management-Optionen zwei Strategien zuzuordnen: Management- 

Optionen, bei denen die Biomassereduzierung 

durch eine Landnutzung bedingt ist (Strategie Kultureinfluss), 

auf natürlichen Prozessen beruht (Strategie Natürliche Dynamik). 

Quecken-Reinbestände weisen gegenüber anderen Vegetationstypen der Salzwiese eine 

sehr hohe, schlecht abbaubare stehende Biomasse auf. Deshalb verbleibt auch im Winter 

noch viel abgestorbene Biomasse auf der Fläche, die bei Wintersturmfluten an den Deich 

geworfen werden kann. Quecken-Reinbestände sind auch aus naturschutzfachlicher Sicht 

eher als geringwertiger zu bewerten. Allerdings handelt es sich um natürliche Bestände. 

Deshalb kann es nicht darum gehen, Quecken-Reinbestände zu unterdrücken, sondern eine 

höhere Landschaftsvielfalt zu erreichen, in der neben Queckenbeständen andere, weniger 

produktive Vegetationstypen vorkommen. Daher wirken sich Management-Optionen, die 

andere Ausprägungen der oberen Salzwiese bzw. der unteren Salzwiese begünstigen, 

hinsichtlich aller Bewertungskriterien positiv aus. Hierzu zählen folgende Management- 

Optionen: 



Beweidung mit Nutzungsintensitäten ≥ 1,5 Rindern bzw. ≥ 3 Schafen/ha, 

Erhöhung des Wasser- und Salzeinflusses durch Änderung des hydrologischen 

Systems und Einstau oder durch Bodenabtrag und 

bedingt auch durch „aktiven Prozessschutz“, also einer Verfüllung von 

Entwässerungsgräben, ggf. Initialisierung von Prielsystemen und Nutzungsaufgabe. 

Generell wirken sich ein sinnvoll gestaltetes Beweidungsmanagement mit mittleren, auf 

Teilflächen bzw. zeitlich begrenzt auch höheren Beweidungsintensitäten sowie Management- 

Optionen, bei denen die Biomassereduzierung auf natürlichen Prozessen beruht (Ausnahme 

„passiver Prozessschutz“), sowohl aus treibselreduzierender Sicht als auch hinsichtlich der 

Habitatansprüche der hier betrachteten Vogelarten überwiegend positiv aus. Es bietet sich 

sogar ein enges Nebeneinander dieser Management-Optionen an: beispielsweise mittlere 

bis hohe Nutzungsintensitäten auf deichparallelen Vorlandstreifen mit einer Breite von mind. 

100 m und daran seeseitig angrenzend Flächen, die durch Erhöhung des Wasser- und 

Salzeinflusses oder durch „aktiven Prozessschutz“ mit Strategien der „Natürlichen Dynamik“ 

gemanagt werden. Ein kleinräumiges Nebeneinander von genutzten und ungenutzten, 

naturnahen Vorlandbreichen kann durch die Erhöhung der Strukturvielfalt (räumliche Nähe 

von hoch- und kurzwüchsiger bzw. dichtere und offenere Vegetation) ebenfalls Vorteile für 

einige Arten mit sich bringen. Dies ist insbesondere dann der Fall, wenn ökologische Fallen 

der genutzten Bereiche (z.B. zu hohe Beweidungsintensitäten zur Brutzeit) weitestgehend 

vermieden werden. 

Ziel der modellhaften Managementkonzepte ist, exemplarisch die Möglichkeiten von 

Vorlandmanagement zur Treibselreduzierung für ausgewählte Vorlandbereiche darzustellen 

und anhand dieser die unterschiedlichen Auswirkungen des Managements darzulegen und 

gegenüberzustellen. Für die ausgewählten Modellflächen wurden jeweils zwei 

Managementkonzepte erstellt; je Modellfläche ein Managementkonzept, das vorrangig auf 

Management-Optionen der Strategie „Natürliche Dynamik“ bzw. der Strategie „Kultureinfluss“ 

beruht. Ein Nebeneinander beider Management-Strategien soll hierbei nicht ausgeschlossen 

sein. 

Bei den modellhaften Managementkonzepten „Strategie Natürliche Dynamik“ wurde, um die 

Deichsicherheit zu gewährleisten, für die Modellflächen der Festlandküste ein genutzter, den 

Deich angrenzender Vorlandstreifen, vorgesehen. Dieser bringt mehrere Vorteile mit sich: 

Der genutzte Vorlandbereich stellt eine „Pufferzone“ zwischen dem zu 

entwässernden Deichfuß und den Vorlandflächen, die nur einem natürlichen Grad der 

Entwässerung unterliegen, dar. 

Es werden sowohl Naturschutzaspekte als auch Küstenschutzaspekte und 

Nutzungsinteressen auf einer Fläche berücksichtigt. Auch eine intensivere Nutzung 

ist aufgrund der umfangreichen naturschutzfachlichen Aufwertung auf den 

seewärtigen Vorländern zu rechtfertigen. 



Anhand der Bewertung der Managementkonzepte konnten die Auswirkungen verschiedener 

Managementkonzepte sowie verschiedener Strategien beispielhaft dargestellt werden. Die 

Bewertung der Effizienz hinsichtlich der Treibselreduzierung zeigt, dass durch ein 

Managementkonzept, welches vorwiegend auf natürlichen Prozessen beruht, im Vergleich 

zu Managementkonzepten, die vorwiegend durch Landnutzung bedingt sind, vergleichbare 

oder sogar höhere Biomassereduzierungen erreicht werden können. 

In der Regel wirken sich die modellhaften Managementkonzepte der Strategie „Natürliche 

Dynamik“ positiver aus als die der Strategie „Kultureinfluss“, wobei dies für jede Brut- und 

Rastvogelart differenziert zu betrachten ist. Die tatsächlichen Auswirkungen dieser oder 

ähnlicher Managementkonzepte, insbesondere derer, für die bislang wenige oder keine 

Erfahrungen aus der Praxis vorliegen, sollten vor einer großflächigen Anwendung in Form 

von Pilotprojekten mit entsprechendem Monitoring erprobt werden. 

Die Management-Optionen der Strategie „Kultureinfluss“ sind im Vergleich zu denen der 

Strategie „Natürliche Dynamik“ leichter umzusetzen (Ausnahme „passiver Prozessschutz“). 

Der Aufwand für die Initialisierung der Management-Optionen der Strategie „Natürliche 

Dynamik“ ist sehr hoch (Bodenbewegungen, Anpflanzungen), demgegenüber ist der 

Aufwand für die Umsetzung von Management-Optionen der Strategie „Kultureinfluss“ bei 

vorhandenem Nutzungsinteresse wesentlich geringer, da bereits entsprechende Strukturen 

für landwirtschaftliche Nutzungen (Grüppensysteme, Einebnungen der Flächen, Zufahrten zu 

den Flächen) in der Vergangenheit geschaffen wurden und damit vorhanden sind. Langfristig 

gesehen relativiert sich der Aufwandsunterschied dadurch, dass eine Landnutzung 

kontinuierlich, die Änderungen der Voraussetzungen für eine natürliche Entwicklung 

hingegen nur einmalig (ggf. korrigierende Maßnahmen) notwendig ist. 

Die meist positiveren Auswirkungen der Managementkonzepte der Strategie „Natürliche 

Dynamik“ auf die naturschutzfachliche Wertigkeit der Vegetation und der Avifauna ist also 

gegen den hohen Aufwand zur Initialisierung der Management-Optionen abzuwägen. Durch 

die naturschutzfachliche Wertsteigerung könnten diese aber im Rahmen von 

Kompensationsmaßnahmen realisiert werden. Unter der Voraussetzung, dass im Zuge eines 

Managements ein flächenhafter Bodenabtrag - entsprechend den Maßgaben des 

Naturschutzes - vorgesehen ist und nach der Reliefgestaltung mit dem Ziel der Erhöhung 

des Wasser- und Salzeinflusses (u.a. Verfüllung von vorhandenen Entwässerungssystemen) 

deichbaufähiges Bodenmaterial zur Verfügung steht, könnte hier der Synergieeffekt zur 

Realisierung dieser Maßnahme genutzt werden. 



7.7 LITERATUR 

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8 GESAMTFAZIT 

Im Rahmen des Forschungsvorhabens „Ökologische Grundlagen und naturschutzfachliche 

Bewertung von Strategien zur Treibselreduzierung“ wurden 

ökologische Ursachen für die zeitlich und örtlich unterschiedlich auftretenden 

Treibsel-Mengen und ihr Zusammenhang mit der Produktivität der Vorländer 

erforscht, 

darauf aufbauend Management-Optionen zur Treibselreduzierung entwickelt und 

deren Auswirkungen naturschutzfachlich bewertet. 

Abschließend wurden Flächen, die für lokal hohe Treibselaufkommen maßgeblich 

verantwortlich sind, identifiziert und 

exemplarisch Managementkonzepte für diese Vorlandbereiche erstellt und 

naturschutzfachlich bewertet. 

Somit liegt mit diesem Endbericht eine wissenschaftlich fundierte Grundlage für die 

Entwicklung von Vorlandmanagementplänen unter Berücksichtigung der Treibselreduzierung 

sowie für die naturschutzfachliche Bewertung von deren Auswirkungen auf die Vegetation 

und auf Brut- und Rastvögel vor. Die zentralen Ergebnisse werden nachfolgend dargestellt. 

Die Biomasseproduktion der Salzwiesen hängt erheblich von der Höhe und dem Salzgehalt 

des Grundwassers ab. Durch eine Erhöhung euhalinen Grundwassers lässt sich die 

Produktivität auf Standorten einschränken, die mit Vegetationseinheiten der oberen 

Salzwiese, insbesondere mit Quecken, bestanden sind. Heute wird der Grundwasserstand 

auf den meisten Salzwiesen durch Entwässerung hingegen künstlich erniedrigt und somit die 

Produktivität gesteigert. Die Beseitigung von Entwässerungssystemen, unter Gewährleistung 

der aus Deichsicherheitsgründen erforderlichen Deichfußentwässerung, würde folglich zu 

einer Verringerung der Biomasse führen. 

Bei den Röhrichten der Ästuare, die maßgeblich zur Treibselproduktion beitragen, wären 

hydrologische Veränderungen hingegen nicht zielführend, da das Schilf sehr gut an hohe 

Grundwasserstände und sogar an Überstau angepasst ist. Eine Beweidung ist aufgrund der 

Überflutung nicht möglich; eine Mahd im Winter schon, reduziert aber nicht den 

Biomasseaufwuchs im folgenden Sommer, sondern verstärkt ihn noch. Finden die 

Sturmfluten bereits Ende Oktober/Anfang November statt, d.h. vor der Wintermahd, so kann 

die besonders hohe Biomassemenge der gemähten Brackwasser-Röhrichte zu besonders 

hohem Treibselanfall führen. Die Wintermahd von Röhrichten kann demzufolge nicht als 

treibselreduzierende Maßnahme betrachten werden, da diese nur dann treibselreduzierend 

wirkt, wenn Sturmfluten erst nach einer Mahd stattfinden. 

Die Ergebnisse zeigen weiterhin, dass Landnutzungen erst ab einer vergleichsweise hohen 

Intensität und nur, wenn sie bis oder zum Ende der Vegetationsperiode erfolgen, die 

stehende Biomasse im Herbst effektiv reduzieren. Dies widerlegt die landläufig verbreitete 



Annahme, dass extensive Nutzungsformen maßgeblich zur Biomasse- und damit auch zur 

Treibselreduzierung beitragen. 

Die Auswertungen zum Treibselanfall an den Deichen nach den Sturmfluten am 01.11.2006 

und 09.11.2007 haben gezeigt, dass eine signifikante Korrelation zwischen der 

Biomasseproduktion des Vorlandes und der am Deich angeschwemmten Treibselmenge 

besteht. Dabei sind die Größe des Vorlandes und die Biomassemenge des 

Vegetationsbestandes besonders entscheidend. Allerdings wird diese Beziehung durch 

zahlreiche nicht quantifizierbare Faktoren beeinflusst. So hängt die Verdriftung des Treibsels 

von der Stärke, den Strömungen und der Hauptwindrichtung der Sturmflut ab. Das 

Zusammenwirken dieser Faktoren führt dazu, dass der Treibselanfall an einem einzelnen 

Deichabschnitt nicht sicher vorhergesagt werden kann. Sicher aber ist, dass große 

Vorlandareale vor dem Deich die Grundlage für hohen Treibselanfall bilden. 

Anhand der Ergebnisse zur Biomassemenge der Vorlandvegetation im Herbst und den 

ermittelten Treibselmengen nach den Novembersturmfluten der Jahre 2006 und 2007 

wurden Vorlandbereiche identifiziert, die für lokal hohe Treibselaufkommen maßgeblich 

verantwortlich sind. Insgesamt wurden 11 dieser sog. „Schwerpunktbereiche“ ermittelt, 

welche sich auf die Vorlandbereiche der Festlandsküste und des Weserästuars 

konzentrieren (vgl. Abbildung 51). Der größte „Schwerpunktbereich“ befindet sich im Bereich 

des Weserästuars, wo alle Faktoren, die ein lokal hohes Treibselaufkommen bedingen, 

zusammenkommen: große Vorlandflächen, hohe stehende Biomassemengen im Herbst und 

vergleichsweise hohe Strömungsintensitäten (vertiefter Ästuarunterlauf). Ein effektives 

Vorlandmanagement zur Treibselreduzierung sollte vornehmlich in den ermittelten 

Schwerpunktbereichen umgesetzt werden, da hier der Treibselanfall besonders hoch ist und 

am effizientesten vermindert werden kann. 

Auf der Grundlage der Ergebnisse zu ökologischen Ursachen für die zeitlich und örtlich 

unterschiedlich auftretenden Treibsel-Mengen und ihr Zusammenhang mit der Produktivität 

der Vorländer wurden insgesamt 15 Management-Optionen als biomassereduzierende - und 

damit auch potenziell treibselreduzierende - Strategien ausgearbeitet. Davon wird bei 10 

Management-Optionen die Biomassereduzierung durch Landnutzungsstrategien (wie 

Beweidung, Mahd) erreicht, 5 entfallen auf Management-Optionen, bei denen die 

Biomassereduzierung auf natürlichen Prozessen (wie Erhöhung des Wasser- und 

Salzeinflusses, Prozessschutz) beruht. Als effektive Management-Optionen haben sich 

neben denen, die auf hohen Nutzungsintensitäten beruhen, auch solche, bei denen die 

Biomassereduzierung auf natürlichen Prozessen beruht, erwiesen. Letztere, auf natürlichen 

Prozessen beruhende Management-Optionen, begünstigen eine naturnahe Vegetations- 

ausprägung mit einer heterogenen Struktur und einem kleinräumigen Nebeneinander von 

verschiedenen Lebensräumen. Zudem unterliegen sie keiner regelmäßigen Pflege. Somit 

stellen diese Management-Optionen, insbesondere die „Erhöhung des Wasser- und 

Salzeinflusses durch Änderung des hydrologischen Systems bzw. durch Bodenabtrag“ 



hinsichtlich einer treibselreduzierenden Wirkung und auch aus naturschutzrechtlicher Sicht 

äußerst günstige Management-Optionen dar. 

Die Möglichkeiten eines Treibsel-Managements der röhrichtbestandenen Ästuarvorländer 

sind sehr begrenzt. Hier werden die Schilfmahd sowie Auwaldinitiierungen als Management- 

Option in Betracht gezogen. Ungeachtet der naturschutzfachlichen Auswirkungen tritt ein 

biomassereduzierender Effekt bei einer Mahd im Winter nur dann ein, wenn die erste 

schwere Sturmflut der Saison nach der Mahd (i.d.R. im Februar) auftritt und die Bestände 

jährlich gemäht werden würden. Dies ist erforderlich, da zum einen nicht bekannt ist, in 

welchem Jahr eine schwere Sturmflut eintritt, und zum anderen die stehende 

Biomassemenge gemähter Röhrichte im Folgejahr erhöht ist. 

Für die Management-Optionen wurde als Basis der naturschutzfachlichen Bewertung die 

Vegetationsausprägung des Entwicklungszustandes (etwa nach 15 Jahren) prognostiziert. 

Die Vorländer an der Festlandküste stehen vollständig unter Schutz, in den Ästuaren ist dies 

überwiegend der Fall. Die Unterschutzstellung geht i.d.R. mit dem Ziel einer naturnahen 

Entwicklung einher, an die der Grad des Nutzungseinflusses gekoppelt ist. Daher fällt die 

naturschutzfachliche Bewertung der Vegetationsausprägung hinsichtlich des Leitbildes 

„Naturlandschaft“ erwartungsgemäß für hohe Nutzungsintensitäten tendenziell negativ, 

hingegen bei Management-Optionen, bei denen die Biomassereduzierung auf natürlichen 

Prozessen beruht, eher positiv aus. 

Die Auswirkungen der Management-Optionen auf die Brut- und Rastvögel fällt wesentlich 

differenzierter aus, da sich eine Management-Option für die hier betrachteten Arten aufgrund 

der jeweiligen Habitatansprüche sehr unterschiedlich auswirken kann. Eine konkrete 

Bewertung setzt daher die Bestimmung von Zielarten voraus. Generell lässt sich jedoch 

sagen, dass die Anwendung von Management-Optionen, die zu einer partiellen oder 

weitreichenderen Verdrängung von reinen Queckenbeständen führen, sich überwiegend 

positiv auswirken. 

Darüber hinaus ist hinsichtlich der Bewertung der Auswirkungen von Management-Optionen 

auf Brut- und Rastvögel festzuhalten, dass: 

mit den im Teilprojekt 3 (Kapitel 6) ermittelten Indexwerten mit verschiedenen 

Methoden eine Bewertungsgrundlage gebildet werden konnte, 

übertragbare und erweiterbare Indexwerte ermittelt wurden (die Ermittlung weiterer 

Indexwerte ist insbesondere für Management-Optionen sinnvoll, für die bislang kaum 

oder nur wenige Werte vorliegen), 

die vorliegenden Indexwerte die Auswirkungen der Management-Optionen, die auf 

natürlichen Prozessen beruhen, sehr gut abbilden können (für die Bewertung der 

Auswirkungen der Management-Optionen, die durch Nutzung bedingt sind, liegen 

hingegen noch Wissensdefizite vor), 

die Auswirkungen der Management-Optionen letztendlich stark von der 

Ausführungsplanung abhängen (erst auf dieser Planungsebene kann detailliert 

prognostiziert werden, in welcher flächenhaften Verteilung (Verteilungsmuster) sich 



Vegetationstypen entwickeln würden und wie sich diese auf Brut- und Rastvögel 

auswirken). 

Bei den Management-Optionen, die für die Ästuarvorländer ausgearbeitet wurden, erfolgte 

die Bewertung der Brut- und Rastvögel anhand von Literaturauswertungen. Bei einer 

Röhricht-Mahd wird aufgrund des weitreichenden Habitatverlustes von einer deutlichen 

Verschlechterung, hingegen bei einer partiellen Auwaldentwicklung neben 

Röhrichtbeständen von einer Aufwertung ausgegangen, da für eine Vielzahl von zum Teil 

gefährdeten sowie seltenen Arten wie Beutelmeise, Gelbspötter, Pirol, Nachtigall, und 

Kleinspecht geeignete Habitate geschaffen würden, die im Untersuchungsraum nur zu sehr 

geringen Anteilen vorkommen. 

Die naturschutzfachliche Bewertung der Management-Optionen basiert auf den im Rahmen 

dieses Projektes gewonnenen Ergebnissen und stellt eine nach vorliegendem Wissensstand 

bestmögliche Prognose dar. Ausführungen von Management-Optionen, für die bislang nur 

wenige oder keine Praxiserfahrungen vorliegen, sollten mit einem aussagekräftigen 

Monitoring begleitet werden, um Abweichungen von den Prognosen erkennen zu können 

und damit bei negativen Auswirkungen ein korrigierendes Eingreifen zu ermöglichen. Zudem 

wird durch ein Monitoring die Möglichkeit geschaffen, die hier vorgestellte Bewertungs- 

grundlage für weitere Vorhaben zu evaluieren und zu ergänzen. 

Um die verschiedenen Möglichkeiten eines Treibsel-Managements am Beispiel zu 

veranschaulichen, wurden für ausgewählte Modellflächen exemplarische Management- 

konzepte erstellt. Hierbei wurde für 3 Modellflächen an der Festlandsküste und eine im 

Weserästuar je ein Konzept erstellt, welches auf der Strategie „Kultureinfluss“ bzw. 

„Natürliche Dynamik“ basiert. Somit konnten die Auswirkungen dieser Strategien gegenüber- 

gestellt und bewertet werden. Die Folgen der Maßnahmen konnten quantitativ dargestellt 

werden, sowohl im Hinblick auf die Biomassereduktion wie im Hinblick auf die Folgen für 

Vegetation und Tierwelt. Die Prognosen über die Folgen der Planungen waren nur möglich, 

weil vorher umfängliche, das gesamte Ökosystem umfassende Untersuchungen 

stattgefunden haben, mit denen die Beziehungen zwischen Umwelt (Salz, Überflutung, 

Grundwasser, Böden, Nährstoffe), Organismen in der Nahrungskette (Pflanzen, Wirbellose, 

Vögel), sowie Ökosystemparametern (Biomasse, Produktivität, Stoffabbau) quantifiziert 

werden konnten. Die damit geschaffene Datengrundlage geht weit über die Daten hinaus, 

die in normalen Planungsverfahren erhoben werden. 

Die Bewertung der Effizienz hinsichtlich der Treibselreduzierung zeigt, dass mit einem 

Managementkonzept, welches vorwiegend auf natürlichen Prozessen beruht, vergleichbare 

oder sogar höhere Biomassereduzierungen erreicht werden können, als mit einem, welches 

auf Landnutzungen beruht. In der Regel wirken sich die Managementkonzepte der Strategie 



„Natürliche Dynamik“ positiver auf die hier betrachteten Brut- und Rastvogelarten aus als die 

der Strategie „Kultureinfluss“. 

Allerdings sind Management-Optionen der Strategie „Kultureinfluss“ im Vergleich zu denen 

der Strategie „Natürliche Dynamik“ zumeist leichter umsetzbar. Die vorwiegend positiveren 

Auswirkungen der Managementkonzepte der Strategie „Natürliche Dynamik“ auf die 

naturschutzfachliche Wertigkeit der Vegetation und der Avifauna sind also - sofern die 

Anwendbarkeit beider Strategien gegeben ist - gegen den hohen Aufwand zur Initialisierung 

dieser Management-Optionen abzuwägen. Durch die naturschutzfachliche Wertsteigerung 

könnten diese aber im Rahmen von Kompensationsmaßnahmen realisiert werden. Ein 

Nebeneinander von Management-Optionen beider Strategien – ggf. auch zu gleichen 

Flächenanteilen - kann somit bei einem Vorlandmanagement je nach Zielsetzung durchaus 

sinnvoll sein. 

Der vorliegende Bericht stellt auf Grundlage der ermittelten ökologischen Zusammenhänge 

zum Treibselaufkommen sowie den entwickelten und naturschutzfachlich bewerteten 

Management-Optionen bzw. -konzepten eine Handlungsgrundlage für die Entwicklung von 

Vorlandmanagementplänen unter Berücksichtigung der Treibselreduzierung dar. Aufgrund 

des wissenschaftlichen Ansatzes kann diese einer kontroversen Diskussion wie auch den 

naturschutzrechtlichen Rahmenbedingungen (NATURA 2000) standhalten. 



9 AUSBLICK 

Im Rahmen dieses Forschungsvorhabens wurden Management-Optionen und –konzepte 

aufgezeigt, die zu beträchtlichen Biomassereduzierungen und somit auch zu einer deutlichen 

Verminderung des Treibselanfalls führen können. Allerdings ist eine Biomassereduzierung, 

welche zu einer derart geringen stehenden Biomasse im Herbst führt, dass kaum noch 

Treibsel aus den Vorländern ausgetragen wird, für den gesamten Betrachtungsraum 

unrealistisch und nicht mit den Zielvorgaben des Nationalparks und denen der FFH-, EU- 

Vogel- und Naturschutzgebieten vereinbar. 

Selbst eine Reduzierung der stehenden Biomasse im gesamten Betrachtungsraum um 20 % 

würde beispielsweise eine Halbierung der stehenden Biomassemenge auf 40 % der 

Vorlandfläche (rund 7.100 ha) erfordern. Die durch den Treibselanfall verursachten Probleme 

wären hierdurch zwar gemindert aber bei weitem nicht behoben. Ein Treibselmanagement, 

welches sich nur auf Management-Optionen zur Biomassereduzierung beschränkt, kann also 

nicht die alleinige Lösung sein. Für ein umfassendes Treibselmanagement sind daher neben 

vorsorglich greifenden Maßnahmen (wie einer Biomassereduzierung) auch Maßnahmen der 

Nachsorge (wie einer Verbesserung der Infrastruktur zur Treibselabfuhr, der -deponierung 

und -verwertung) sowie die Klärung der institutionellen und finanziellen Zuständigkeiten 

erforderlich. 

Die Röhrichtbestände, die derzeit rund 2.200 ha der Vorlandfläche der Ästuare ausmachen, 

tragen aufgrund ihrer hohen stehenden Biomasse (Trockenmasse 1.469 g/m²) und der 

geringen Standhaftigkeit gegenüber starker Wellen- und Strömungsenergie maßgeblich zum 

Treibselanfall bei. Im Rahmen von Kompensationsmaßnahmen wurde in der Vergangenheit 

die Ausdehnung bzw. Entwicklung von Röhrichtbeständen gefördert. Hierbei sollte für 

zukünftige Planungen neben den naturschutzrechtlichen Aspekten die Treibselproblematik 

berücksichtigt werden. So sollten Röhrichtflächen nach Möglichkeit nur in von Wellen- und 

Strömungsenergie geschützten Lagen neu geschaffen werden und exponiert gelegene 

Röhrichtbestände durch Auwaldgebüsch geschützt werden. Des Weiteren könnten 

landseitige Auwaldstreifen vorgesehen werden, die Treibsel aus vorgelagerten Röhricht- 

beständen abfangen und somit vom Deich fernhalten könnten. Generell sollte bei 

Kompensationsmaßnahmen verstärkt die Frage berücksichtigt werden, ob und in welchem 

Ausmaß der Anteil an Auwaldbeständen gegenüber Röhrichtflächen naturräumlich möglich 

und naturschutzfachlich sinnvoll ist. 

Die Prognosen zur Effektivität und zu den naturschutzfachlichen Auswirkungen der in dieser 

Forschungsarbeit aufgezeigten Management-Optionen und -konzepte zur Treibsel- 

reduzierung sind - insbesondere für solche, für die bislang kaum oder keine 

Praxiserfahrungen vorliegen - anhand von Feldversuchen im Rahmen von Pilot- oder 

Monitoringprojekten zu überprüfen. Nur so kann gewährleistet werden, dass von der 

Prognose abweichende Entwicklungen frühzeitig erkannt werden und bei negativen 

Auswirkungen korrigierend eingegriffen werden kann. Zudem wird durch ein Monitoring die 

Möglichkeit geschaffen, die hier vorgestellte Bewertungsgrundlage hinsichtlich der 



Auswirkungen auf die Brut- und Rastvögel für weitere Vorhaben zu evaluieren und zu 

ergänzen. Darüber hinaus erfordert ein Management von Vorlandflächen, welche 

Bestandteile eines sehr dynamischen Systems sind, eine regelmäßige Erfolgskontrolle und 

ggf. Anpassung. 

Bei den im vorliegenden Bericht aufgezeigten Management-Optionen wurden auch solche 

berücksichtigt, deren Umsetzbarkeit möglich, aber technisch noch nicht ausgereift ist. 

Hierunter fallen die Management-Optionen, bei denen eine energetische Verwertung der 

Biomasse vorgesehen ist. Sofern diese Management-Optionen für ein Treibselmanagement 

weiter verfolgt werden sollen, sind hier entsprechende Forschungsarbeiten voranzutreiben, 

um Fragen der technischen und infrastrukturellen Umsetzbarkeit zu klären. 

Bei der Management-Option Auwaldentwicklung, die sowohl hinsichtlich ihrer 

treibselreduzierenden Wirkung als auch aus naturschutzfachlicher Sicht eine aussichtsreiche 

Management-Option für röhrichtbestandene Vorländer der Ästuare darstellt, sind vor allem 

Fragen bezüglich der Verbreitungsgrenzen in den stark anthropogen geprägten Ästuaren 

verschiedener Auwaldarten und der Eignung von Auwaldstreifen als Treibselfänger bzw. 

Dämpfer von Wellen- und Strömungsenergie zu klären. 

Die Prüfung der Wirtschaftlichkeit bzw. die Schätzung des Kostenaufwandes von 

Management-Optionen bzw. –konzepten war nicht Gegenstand dieses Forschungs- 

vorhabens. Auf Finanzierungsmöglichkeiten von kostenintensiven Management-Optionen, 

wie die Realisierung im Zuge von Kompensationsmaßnahmen oder die Nutzung von 

Synergieeffekten, wurde jedoch hingewiesen. Eine überschlägige Kalkulation der Kosten 

wäre jedoch für die zuständigen Institutionen als Planungsgrundlage sehr hilfreich und sollte 

im Zuge von Monitoring- und Pilotprojekten ebenfalls ermittelt und dargelegt werden. 


Forschungsvorhaben Treibselreduzierung: Endbericht - Anhang Seite 293 

10 ANHANG 

ANHANG 1: AUSGEWERTETE LITERATUR FÜR PRÄFERENZ-INDEXWERTE DER 

RASTENDEN GÄNSE 

Die folgenden Werke wurden für die Berechnung der Präferenz-Indexwerte für rastende 

Gänse ausgewertet. 

AMAT J.A., GARCIA-CRIADO B. & GARCIA-CIUDAD A. (1991). Food, feeding behaviour and nutritional 

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Seite 294 Forschungsvorhaben Treibselreduzierung: Endbericht - Anhang 

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and unpastured salt marshes (Nature Reserve "De Boschplaat", Isle of Terschelling), 

Amsterdam. 

VEEN C. (2004). Effects of biomass and quality of forage on grazing by breeding and spring staging 

barnacle geese (Branta leucopsis), Universität Groningen, Groningen. 

WEIGT H. (2001). Keine Rinder - keine Gänse? Beweidungseinstellung in der Leybucht und ihre 

Folgen. Vogelkundliche Berichte aus Niedersachsen, 33, 163-169. 

YDENBERG R.C. & PRINS H.H.T. (1981). Spring grazing and the manipulation of food quality by barnacle 

geese. Journal of Applied Ecology, 18, 443-453. 



ANHANG 2: PRÄFERENZ-INDEXWERTE BRUTVÖGEL 

Im Folgenden sind für die in Kapitel 6.3.1 beschriebenen Brutvogelarten die Präferenz- 

Indexwerte aufgeführt. In Tabelle 37 (Seite 128) findet sich für die hier aufgeführten 

Vogelarten die Anzahl der Reviere, die für die Berechnung der Indexwerte berücksichtigt 

wurden. 


TMAP-Code gesamt ungenutzt beweidet gemäht 

S.1.1 0,38 0,08 0,77 

S.1.2 0,41 -0,13 0,39 0,65 

S.2.1 0,11 0,12 -0,14 

S.2.4 -0,02 0,10 

S.3.0 0,40 0,56 

S.3.2 0,26 0,79 

S.3.3 0,16 0,77 

S.3.5 0,31 0,16 

S.3.7 -0,35 -0,36 -0,14 

S.3.9 -0,48 -0,47 0,58 0,63 

S.5.1 0,27 

S.5.2 0,25 0,79 

S.7 0,82 0,81 

S.9 0,22 0,03 0,62 

S.12 0,65 0,68 

Deich 0,66 0,19 0,83 

Watt 0,67 0,64 0,77 

Brandgans 


S.1.1 0,42 0,40 

S.1.2 0,40 0,25 

S.2.1 0,55 0,20 

S.2.4 -0,39 0,01 

S.3.0 0,13 0,25 

S.3.2 0,54 

S.3.3 0,35 0,44 

S.3.5 0,52 0,54 

S.3.7 -0,23 -0,20 

S.3.9 -0,83 -0,17 

S.7 0,65 

S.12 0,36 0,45 

Deich 0,54 -0,09 

Watt 0,42 0,48 



Feldlerche 


S.1.1 -0,90 

S.1.2 0,70 -0,88 

S.2.4 0,42 

S.3.0 0,39 

S.3.3 0,67 

S.3.9 0,63 

S.5.1 0,42 

S.7 -0,86 

S.9 -0,85 -0,83 

S.12 -0,77 

Deich 0,88 0,63 

Watt -0,81 0,42 



S.1.1 0,83 -0,76 

S.1.2 -0,19 

S.2.1 0,46 0,10 

S.2.4 0,18 -0,05 

S.3.0 -0,09 -1,00 

S.3.3 -0,76 

S.3.7 -0,74 -0,73 

S.3.9 -1,00 -1,00 

Deich 0,87 

Watt 0,91 0,86 

Kiebitz 


S.1.1 -0,18 

S.1.2 0,09 0,37 

S.2.1 0,19 

S.3.0 0,47 0,37 

S.3.2 0,09 

S.3.7 0,03 

S.3.9 -1,00 -0,11 

S.5.1 0,18 0,47 

S.5.2 0,15 0,42 

S.7 0,03 

S.9 0,08 

Watt 0,28 



Rohrammer 


S.1.1 -0,42 

S.1.2 -0,24 

S.2.1 -0,20 -0,57 -0,23 

S.2.4 -0,07 0,86 

S.3.0 -0,24 0,87 

S.3.2 0,60 0,02 

S.3.5 0,24 

S.3.7 0,09 -0,07 

S.3.9 0,06 0,35 

S.5.1 -0,07 

S.5.2 0,25 0,93 

S.7 0,23 

S.9 0,60 

S.12 0,59 

Deich 0,26 0,89 

Watt -0,24 0,58 0,87 

Rotschenkel 


S.1.2 0,56 0,16 0,53 

S.3.0 0,68 

S.3.2 0,64 

S.3.3 0,36 

S.3.5 0,62 

S.3.7 -0,23 

S.3.9 0,45 

S.5.2 0,45 0,65 

S.7 0,52 

S.9 0,43 0,42 

S.12 0,47 

Deich 0,75 -0,79 0,70 

Watt 0,41 -0,79 



S.1.1 -0,10 

S.1.2 0,09 

S.2.1 -0,52 

S.2.4 -0,50 

S.3.0 0,47 0,48 

S.3.3 0,13 

S.3.5 0,09 

S.3.7 -0,52 

S.5.2 0,16 

Watt -0,49 



Schafstelze 


S.1.1 -0,88 -0,52 

S.1.2 -0,64 

S.3.0 -0,58 

S.3.3 -0,72 

S.3.5 -0,62 

S.5.2 -0,83 -0,78 

Watt -0,71 -0,52 

Stockente 


S.1.1 0,49 0,34 

S.1.2 0,36 0,35 

S.2.1 0,21 

S.2.4 -0,42 

S.3.0 0,05 -0,22 

S.3.3 0,45 

S.3.5 0,57 0,43 

S.3.7 -0,43 

S.3.9 -0,08 -0,22 

S.5.2 -0,44 0,47 

S.7 0,56 0,45 

S.9 0,56 0,45 

S.12 0,59 0,45 

Deich 0,65 0,35 

Watt 0,55 0,48 

Uferschnepfe 


S.2.1 0,47 

S.3.7 -0,07 



Wiesenpieper 


S.1.1 -0,63 -0,93 

S.1.2 -0,28 -0,56 

S.2.1 0,06 

S.3.0 0,06 

S.3.7 0,06 

S.3.9 -0,56 

S.5.1 -0,30 -0,90 

S.7 -0,95 -0,96 

S.9 -0,30 -0,25 

S.12 -0,58 

Deich -0,65 -0,57 

Watt -0,72 -0,85 



ANHANG 3: LITERATURAUSWERTUNG IM RAHMEN DES TEILPROJEKTES 1B: 

„SCHILFMAHD ALS MANAGEMENT-OPTION ZUR TREIBSELREDUZIERUNG IN DEN 

FLUSSÄSTUAREN NIEDERSACHSENS – AUSWIRKUNGEN AUF RÖHRICHTBRÜTER 

UND NATURSCHUTZFACHLICHE BEWERTUNG

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