Zwischenbericht Des Forschungsvorhabens Für Das Untersuchungsjahr 2009

Zwischenbericht des Forschungsvorhabens für das Untersuchungsjahr 2009

April 2010

Inhaltsverzeichnis

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Teilprojekt Vegetationskunde I: Ökohydrologie 3

Teilprojekt Vegetationskunde II: Die Veränderung der Segetalvegetation auf Hof Ritzerau 7 nach Umstellung auf ökologischen Landbau

Teilprojekt Zoologie I: Regenwürmer 27

Teilprojekt Zoologie II: Die Laufkäfer auf der Agrarfläche von Hof Ritzerau Ergebnisse des 30 Monitorings von Mai 2005 bis 2006

Teilprojekt Zoologie III: Die Entwicklung der Brutvogelwelt 40

Teilprojekt Zoologie IV: Erfassung der Amphibien unter Einbeziehung der Laich- und 54 Landhabitate

Teilprojekt Zoologie V: Einfluss der Waldbeweidung durch Rinder auf die Entwicklung der 63 Schmetterlingszönose

Teilprojekt Schmetterlinge: Ergebnisse der Lichtfallenausbeute (nachtaktive Schmetterlin- 75 ge) und ergänzender Aufsammlungen

Teilprojekt Pflanzenbau: Optimierung von Fruchtfolgesystemen im ökologischen Pflan- 112 zenbau

Teilprojekt Landschaftsökologie: Daten- und Informationsmanagement, Agrarflächenin- 128 formationssystem

Teilprojekt Phytopathologie: Einsatz biologischer Insektizide zur Quantifizierung der Er- 138 tragsverluste durch Sitobion avenae (F.) im Winterweizen

Teilprojekt Ökonomie: Ökologischer und konventioneller Landbau im Vergleich - Produkti- 151 vität, technischer Fortschritt und Risiko -

Teilprojekt Vegetationskunde I

Ökohydrologie

Bearbeiter: Kirsten Rücker, Joachim Schrautzer

1 Einleitung Die ökohydrologische Forschung auf Hof Ritzerau verfolgt einen ganzheitlichen Ansatz, der die Inter- aktionen zwischen verschiedenen Ökosystemen in den Vordergrund stellt. Die hohe Auflösung der Messungen bietet die Möglichkeit, die Komplexität solcher Systemverknüpfungen genauer zu erfassen. Diese integrierende Betrachtung wurde in der internationalen Literatur bereits vielfach gefordert, jedoch nur selten umgesetzt (vgl. Literaturauswertungen bei KRONVANG et al. 2004 und RÜCKER 2008). Die bisher im Teilprojekt erarbeiteten Ergebnisse sind daher in der Aktualität ihrer Fragestellungen, in ihrer hohen Auflösung und in ihrer Qualität gleichsam der Ausgangspunkt lokaler, regionaler und internationaler Zusammenarbeit. Im Folgenden sollen neue Ergebnisse des ökohydrologischen Monitoring-Programms vorgestellt werden, die als Grundlage neuer Publikationen dienen (Kap. 2.1). Außerdem wird die Konzeption der derzeit laufenden Voruntersuchungen zur Renaturierung des Duvenseebaches erläutert (Kap. 2.2). Unsere vernetzenden Tätigkeiten durch Publikationen, Vorträge und Kooperationen werden in Kapitel 3 beschrieben. Hier wird außerdem ein Ausblick auf die Forschungsaktivitäten im Jahr 2010 gegeben.

2 Ergebnisse der Untersuchungen auf Hof Ritzerau

Das Monitoring-Programm wurde wie in 2008 fortgesetzt (vgl. RÜCKER & SCHRAUTZER 2009a). Im Vor- dergrund standen damit weiterhin Untersuchungen zum Fließgewässer-Niedermoor-Komplex in der Duvenseebachniederung einschließlich des Hofsees und des Peperlandgrabens mit den einmünden- den Drainagen.

2.1 Nährstoffbilanzen im Duvenseebach

Im letzten Bericht (RÜCKER & SCHRAUTZER 2009a) wurde auf die teils signifikanten Unterschiede der Nährstoffkonzentrationen zwischen der Station IN und der Station OUT im Duvenseebach in den Jah- ren 2005 und 2006 hingewiesen. Anhand der Bilanzen kann nun auch eine gesteigerte Retention des Fließgewässer-Niederungs-Komplexes nachgewiesen werden. Insbesondere die veränderte Hydrolo- gie, die im Jahr 2006 durch eine unterlassene Gewässermahd zustande kam, bewirkte einen stärke- ren Wasserrückhalt und damit längere Wasserverweilzeiten im untersuchten Abschnitt des Duven- seebaches. Das Muster einzelner hydrologischer Phasen im Jahr 2004 (RÜCKER & SCHRAUTZER im Druck) wiederholte sich prinzipiell aber auch in den Jahren 2005 und 2006: Frühjahrshochwasser, Frühjahrs-Basisabfluss, frühsommerlicher Niedrigabfluss, Sommerhochwasser, spätsommerlicher Niedrigabfluss und Herbsthochwasser. Lediglich der Zeitpunkt des Auftretens und die Dauer der Pha- sen unterschieden sich in den einzelnen Jahren aufgrund verschiedener Witterungsbedingungen und des geschilderten veränderten Abflussgeschehens. Trotz der Wiedervernässung wiesen im Jahr 2004 nur das Sommerhochwasser und der sommerliche Niedrigabfluss eine positive Gesamtbilanz auf (RÜCKER 2008, RÜCKER & SCHRAUTZER im Druck). Dies mag zum einen auf die Einstellung auf eine neue hydrologische Situation, zum anderen auf das vo- rangegangene trockene Jahr 2003 zurückzuführen gewesen sein. In den Jahren 2005 und 2006 war ein Anstieg der Nährstoffretention in allen Phasen mit Ausnahme des Frühjahrs-Basisabflusses zu verzeichnen. Eine mögliche Erklärung ist eine gesteigerte Retention im Bach, zu der die aufwachsen- den Makrophytenbestände mit einhergehender längerer Überflutungsdauer bei Hochwasser und Ver- langsamung der Fließgeschwindigkeit, gesteigerter Sedimentation und vermutlich erhöhter Pflanzen- aufnahme bei Niedrigwasser beitrugen.

3 Teilprojekt Vegetationskunde I

Die hohen Austräge während des Basisabflusses im Frühjahr können auf die weiterhin stattfindende Mineralisation im Niedermoor zurückzuführen sein. Als typischer Infiltrationsstandort mit geringem Grundwasserzustrom und geringem Austausch mit dem Fließgewässer fällt der Wasserspiegel in der Niederung mit sinkendem Wasserstand im Vorfluter schnell ab und es kommt zum Austrag der mine- ralisierten Stoffe (vgl. Kap. 2.2).

2004 2005 2006 1600 100

1400 50 1200 ] -1 1000 0

800 -N Input [kg/d] -N 3 -50 [%] Retention -N input [kg [kg d d

600 [%] [%] retention 3 NO NO 400 -100 200

0 -150 01.03.0450 01.09.04 01.03.05 01.09.05 01.03.06 01.09.06 01.03.07150

45 100

40 50

] 35

-1 0 30 retention [%] [%] retention

-50 [%] Retention 25 -100 20 SRP Input [kg/d] SRP Input -150 SRP input [kg d d [kg [kg input input SRP 15 II 10 -200

5 -250

0 -300 01.03.04 01.09.04 01.03.05 01.09.05 01.03.06 01.09.06 01.03.07

Abb. 1: Entwicklung der NO3-N- und SRP-Bilanzen im Duvenseebach an den Stationen IN und OUT

2.2 Grundwasserstände in der Duvenseebachniederung Die Erfassung der Grundwasserstände wurde wie zuvor fortgeführt. In Abbildung 2 sind die Wasser- stände der Brunnen GW2 im Südteil und GW7 im Nordteil der Niederung dargestellt. Im Jahr 2008 waren die Wasserstände bereits stark abgesunken und die Grenze der Beweidbarkeit von 30 cm unter Flur wurde im Südteil der Niederung von Juni bis August unterschritten, im Nordteil sogar von Mai bis Mitte November. Selbst im Winter 2008/2009 stellten sich nur für kurze Zeit Was- serstände über Flur ein. Die Wasserstände sind im Jahr 2009 ebenfalls als niedrig einzustufen. Hier wurde die Grenze der Beweidbarkeit im Nordteil für einen ähnlich langen Zeitraum wie 2008, im Südteil dagegen hauptsäch- lich im Spätsommer bis Herbst unterschritten. Die starke Abhängigkeit der Wasserstände von den Witterungsbedingungen zeigt sich wie in den Vorjahren 2007 und 2008 auch im Jahr 2009. Nach dem niederschlagsreichen Jahr 2007 nahm die gespeicherte Wassermenge in der Niederung im trockene- ren Jahr 2008 schnell ab und auch 2009 stiegen die Wasserstände nicht wieder so stark an.

4 Teilprojekt Vegetationskunde I

-20 -40 cm ü. Flur -60

-80

-100 1.12.01 1.12.02 1.12.03 1.12.04 1.12.05 1.12.06 1.12.07 1.12.08 1.12.09

Südteil Nordteil Flurhöhe Beweidungsgrenze

Abb. 2: Entwicklung der Grundwasserstände in der Duvenseebachniederung

Wie bereits im letzten Bericht (RÜCKER & SCHRAUTZER 2009a) erwähnt wurde, werden dauerhaft höhe- re Wasserstände nur durch eine Erhöhung des Wasseraustausches mit dem Bach zu erreichen sein, beispielsweise durch die geplante Sohlanhebung (vgl. Kap. 3).

2.2 Voruntersuchungen zur Renaturierung des Duvenseebaches Seit 2009 wurden durch das Planungsbüro LIFE- Limnofaunistische Erhebungen von Dr. Rainer Brinkmann und weiteren KollegInnen hydrobiologische Voruntersuchungen des Makrozoobenthos durchgeführt, um die Auswirkungen einzelner Maßnahmen auf die Lebensgemeinschaft des Baches und des Sees abschätzen zu können. Dazu fand je eine Untersuchung im Sommer und Herbst statt, 2010 erfolgt eine weitere im Frühjahr. Die Untersuchung umfasst folgende Gruppen:

 Schnecken und Muscheln  Köcherfliegen  Eintagsfliegen  Käfer und Wanzen  Libellen

Zusätzlich soll eine Begehung der umliegenden Gewässer Aufschluss über mögliche Quellbiotope geben. Mit einer auf die Vegetationskartierung von 2001 und die dazu gehörenden Dauerflächen aufbauen- den Wiederholungskartierung wurde der derzeitige Zustand der Vegetationsentwicklung in der Duven- seebachniederung erfasst. Auch hier dienen die gewonnenen Daten der Abschätzung von Auswirkun- gen der Renaturierungsmaßnahmen und als Basis des weiteren Monitorings.

3 Ökohydrologische Forschung auf Hof Ritzerau- lokale, regionale und internationale Bedeutung

Die Untersuchungen in der Duvenseebachniederung dienen der Planung und Begleitung weiterer Renaturierungsmaßnahmen in Zusammenarbeit mit der unteren Naturschutzbehörde in Ratzeburg und mit dem Verein Natur Plus e.V. Panten. Im September 2009 wurden die Ergebnisse unserer Untersuchungen bei einem Arbeitstreffen unterschiedlicher Interessenvertreter im Ratzeburger Kreishaus vorgestellt. Durch die vorliegenden Ergeb- nisse ließen sich positive Effekte der geringeren Gewässerunterhaltung für den Nährstoffrückhalt im

5 Teilprojekt Vegetationskunde I

Duvenseebach nachweisen. Die weitere Entwicklung des Baches hängt derzeit noch von einem was- serbaulichen Gutachten zur Auswirkung weiterer Maßnahmen ab.

Regionale Bedeutung erlangen die Ergebnisse durch ihre Relevanz für die Umsetzung der Europäi- schen Wasserrahmenrichtlinie. Hier besteht eine enge Vernetzung unserer Arbeitsgruppe mit dem Landesamt für Landwirtschaft, Umwelt und ländliche Räume (LLUR).

Wissenschaftliche Publikationen, Vorträge und daraufhin erfolgte Kooperationen belegen die internationale Bedeutung der Forschungsergebnisse auf Hof Ritzerau. Im Jahr 2009 wurde ein Artikel in der Zeitschrift Ecological Engineering bereits online veröffentlicht (RÜCKER & SCHRAUTZER im Druck). Thema dieser Publikation sind die hochaufgelösten Nährstoffbilan- zen im Bach-Niedermoor-Komplex der Duvenseebachniederung. Eine weitere internationale Publika- tion mit den Daten der Jahre 2004 bis 2007 wird derzeit erarbeitet. Neue Ergebnisse der Nährstoffbilanzierung wurden im September 2009 auf der Tagung „WETPOL- Wetland pollution and management“ in Barcelona als Vortrag vorgestellt (RÜCKER & SCHRAUTZER 2009b). Daraufhin entstand eine Kooperation mit Wissenschaftlern des Instituts „ALTERRA“ aus Wa- geningen in den Niederlanden. Ein erstes Treffen zur Ausrichtung gemeinsamer Projekte und For- schungsstrategien fand im Februar 2010 in Wageningen statt. Seitdem wird an einer Gewässergütemodellierung des Duvenseebaches mit dem Modell NUSWALITE (ALTERRA) gearbeitet. Gemeinsam sollen demnächst im Tal der Beerze, NL, und in der Duvensee- bachniederung Sedimentationsuntersuchungen bei Überflutungsereignissen stattfinden, um deren Einfluss auf den Nährstoffrückhalt zu analysieren. Desweiteren soll auf unsere Initiative ein Forscher- netzwerk zum Thema Retention in Europa aufgebaut werden, an dem unter anderem bereits wissenschaftliche Arbeitsgruppen von ALTERRA sowie aus Tartu, Estland, Interesse signalisiert haben. Eine Finanzierung des wissenschaftlichen Austausches ist dabei beispielsweise durch das europäische COST-Action-Programm angedacht. Ein DFG-Antrag mit dem Institut für Mikrobiologie der CAU, Prof. Schmitz-Streit, wird derzeit erarbeitet. Dabei geht es um die Prozesse des Stickstoffhaushalts im Duvenseebach (vgl. RÜCKER & SCHRAUTZER 2009). Hof Ritzerau hat sich durch das wachsende Netzwerk auf lokaler, regionaler und internationaler Ebe- ne als wichtiger Standort für das Themenfeld Nährstoffretention etabliert. Das Monitoringprogramm wird 2010 im gleichen Umfang fortgesetzt und wir freuen uns auf weiteres positives Feedback.

4 Literatur

KRONVANG, B., HEZLAR, J., BOERS, P., JENSEN, J. P., BEHRENDT, H., ANDERSON, N., ARHEIMER, B., VE- NOHR, M., HOFFMANN, C. C. & NIELSEN, C. B. (2004): Nutrient Retention Handbook. Software Manual for EUROHARP-NUTRET and Scientific Review on Nutrient Retention. EUROHARP report 9-2004, NIVA report SNO 4878/2004. Oslo RÜCKER, K. (2008): Zeitlich hoch aufgelöste Untersuchung der Nährstoffretention in einem Fließge- wässer-Niedermoor-Komplex. Dissertation im Fach Ökologie an der Christian-Albrechts- Universität zu Kiel RÜCKER, K. & SCHRAUTZER, J. (2009a): Teilbericht Ökohydrologie und Vegetationskunde. Jahresbe- richt 2008 - Projekt Hof Ritzerau RÜCKER, K. & SCHRAUTZER, J. (2009b): High frequency monitoring of nutrient balances in a stream wetland complex. Proceedings of the 3rd WETPOL Conference in Barcelona, Spain RÜCKER, K. & SCHRAUTZER, J. (im Druck): Nutrient retention function of a stream wetland complex - a high frequency monitoring approach. Ecological Engineering RÜCKER, K., KNIEß, A. & SCHRAUTZER, J. (2008): Teilbericht Ökohydrologie und Vegetationskunde. Jahresbericht 2007 - Projekt Hof Ritzerau: 3-7

6 Teilprojekt Vegetationskunde II

Die Veränderung der Segetalvegetation auf Hof Ritzerau nach Umstellung auf ökologischen Landbau

Bearbeiter: Janina Milkereit

1 Einleitung Viele Arten, die heute auf ackerbaulich genutzten Flächen gedeihen, sind so sehr an die dort herr- schenden Standortbedingungen angepasst, dass sie ohne eine regelmäßige Bodenbearbeitung, Dün- gung oder Begleitfrucht an Konkurrenzkraft einbüßen. Der Einsatz von Pflanzenschutzmitteln, die Verarmung an Anbaufrüchten, nicht bedarfsorientierte Stickstoffdüngung und eine tief wendende, intensive Bodenbearbeitung haben immer mehr Arten von unseren Äckern verdrängt.

Aber auch die Aufgabe landwirtschaftlicher Nutzung führt zu einem Artenrückgang der typischen A- ckerwildkräuter (VAN ELSEN et al. 2006), und so steht heute jede zweite Ackerwildkraut-Art in mindestens einem Bundesland auf der Roten Liste (LEUSCHNER et al. 2008). Da im ökologischen Landbau keine kommerziellen Dünger verwendet werden, die den Pflanzen leicht verfügbare Nährstoffe liefern, sind die Pflanzen überwiegend auf die Stickstoffmineralisation im Boden angewiesen. Eine geringe Mineralisationsleistung im Frühjahr kann zu einem Nährstoffmangel für die Kulturpflanzen führen, die infolgedessen häufig eine geringe Frühjahrsentwicklung aufweist. In diesem Zeitraum haben Beikräuter, die zum Teil weniger hohe Ansprüche an eine gute Stickstoffversorgung haben als viele Kulturarten, einen erheblichen Konkurrenzvorteil (LUNDKVIST et al. 2008). Somit ist zu erwarten, dass die Entwicklung von Wildkräutern auf ökologisch bewirtschafteten Flächen gerade in diesem Zeitraum deutlich stärker ist als auf Flächen des konventionellen Landbaus.

Welche Veränderung der Segetalvegetation durch die Bewirtschaftung nach ökologischen Richtlinien nachweisbar ist und ob sie tatsächlich durch die Umstellung bedingt ist oder überwiegend durch andere Faktoren beeinflusst wird, ist Gegenstand des Teilprojektes Botanik II, dessen bisherige Ergebnisse hier vorgestellt werden.

2 Bewirtschaftung der Flächen Die Flächen des Betriebes werden seit 2003 nach den Richtlinien des Bioland-Verbandes bewirtschaftet. Im Rahmen des Teilprojektes Pflanzenbau wurden Untersuchungen zu unterschiedlichen Frucht- folgesystemen angestellt. Seit 2001 wurden drei verschiedene Systeme im Hinblick auf Ertragsstabili- tät, Qualitätsleistung, Nährstoff- bzw. Energieeffizienz sowie ihre ökonomischen Leistungen verglei- chend untersucht. Die Fruchtfolgen unterscheiden sich vor allem in ihre Leguminosenanteilen.

Fruchtfolge I beinhaltet 33% Leguminosen und Fruchtfolge II 50% Leguminosen. Bei der letztgenann- ten Variante handelt es sich um Bicropping-Versuche. Hierbei wird Getreide zusammen mit Weißklee angebaut, um so übermäßige Bodenerosion zu vermeiden und gleichzeitig Stickstoff im Boden zu akkumulieren (NEUMANN et al. 2002). Im Folgenden wird jedoch nur die Fruchtfolge II als relevant betrachtet, da diese bereits im Zuge der Teilumstellung 2001 auf einem Drittel der Flächen des Hofes realisiert wurde. Die Fruchtfolge von 2005 bis 2009 ist in Tab. 1 dargestellt. Die Bicropping-Versuche wurden lediglich auf einer kleinen Fläche erprobt und bleiben im Folgenden unberücksichtigt.

7 Teilprojekt Vegetationskunde II

Im Frühjahr wird im Winterweizen sowie den Frühjahrsfrüchten gestriegelt. Gedüngt wird mit organischem, betriebseigenem Mist und nach Bedarf zur Regulation des pH-Wertes gekalkt. Um den Beikrautdruck zu minimieren, wird auf allen Flächen zu jeder Frucht der Pflug eingesetzt, so dass sich an der wendenden Bodenbearbeitung seit der Umstellung auf ökologischen Landbau nicht viel verän- dert hat. Lediglich die Stoppelbearbeitung wird seit 2001 exakter und intensiver durchgeführt.

3 Vegetationskartierung Zur Analyse der Vegetation auf Hof Ritzerau wurden im Jahr 2001 62 Untersuchungsflächen auf die Schläge verteilt eingemessen, jährlich aufgesucht und ihre Artenbestände erfasst und analysiert. Die Probeflächen sind 100m² groß und in relativ regelmäßigen Abständen verteilt. Die Größe der Aufnah- meflächen richtet sich nach DIERSCHKE (1994), der für Ackerwildkrautbestände eine Spanne von 25–100m² empfiehlt. Wegen der vergleichsweise lückigen Bestände entschieden wir uns für eine Größe von 100m² (DOLNIK et al. 2009). Seit 2001 werden die Untersuchungen einmal jährlich vor der Ernte durchgeführt.

Die Vegetationserfassung 2009 wurde vom 16. bis 26. Juni durchgeführt. Auch 2009 wurde angestrebt die Bestände noch vor der Ernte zu erfassen, was aus Bewirtschaftungsgründen auf zwei Flä- chen, den Schlägen Dachsberg und Hellberg nicht möglich war. Besagte Flächen konnten somit in dieser Untersuchung nicht berücksichtigt werden Außerdem blieben in 2009 Aufnahmeflächen außer- halb der bewirtschafteten Äcker unberücksichtigt (Säume, eingesätes Grünland, Stilllegungen und Bracheflächen). Dies ergibt 34 Aufnahmeflächen, die in die Auswertung Eingang fanden.

Die Beurteilung der Artmächtigkeit erfolgte nach BARKMAN et al. (1964). Außerdem wurden Daten zur Kulturart, der Gesamtdeckungsgrad und die Deckung der Kulturpflanzen erhoben. Die Nomenkla- tur der Arten bezieht sich auf WISSKIRCHEN & HAEUPLER (1998). Eine Tabelle der Kartierergebnis- se 2009 ist im Anhang 7.2. zu finden.

4 Ergebnisse 4.1 Artenzahl 4.1.1 Artenzahl auf allen ackerbaulich genutzten Flächen Ab 2002 wurde bereits eine Fläche (Fuchsberg) ökologisch bewirtschaftet. 2003 waren es zwei Flä- chen (Fuchsberg und Abenrade), und ab 2004 wurden alle Flächen von Hof Ritzerau nach den Richt- linien des ökologischen Landbaus bewirtschaftet. Bereits in den beiden ersten Jahren der Umstellung stiegen die Artenzahlen deutlich an. Schwankungen der Gesamtartenzahlen zwischen den einzelnen

8 Teilprojekt Vegetationskunde II

Erhebungsjahren waren zu erwarten, verdecken aber nicht den insgesamt positiven Gesamttrend bis 2008 (s. Abb.1). Wie sich auch der Abbildung 1 entnehmen lässt nimmt erst 2009 die Artenzahl pro 100m² wieder ab; dies spiegelt aber nicht zwangsläufig die tatsächlichen Verhältnisse, das im Erfas- sungszeitraum viele Arten ihre Entwicklung bereits soweit abgeschlossen hatten, dass sie nicht mehr eindeutig zugeordnet werden konnten. Die mittlere Deckung der Wildkräuter lag 2009 bei 14,0%, 2008 betrug sie noch 12,2%.

Abb. 1: Die Veränderung der Segetalvegetation auf der gesamten Fläche

4.1.2 Artenzahlen auf den Schlägen Die nachfolgende Tabelle zeigt, dass die Anzahl der Arten pro Schlag bis 2008 gestiegen ist, in 2009 jedoch ein Rückgang (s.o.) zu verzeichnen war. Betrug die Artenzahl 2008 im Mittel noch 31,1 Arten, so wurden 2009 im Mittel nur noch 20,6 Arten auf den Schlägen notiert. Somit verhält sich der Trend auf den Schlägen ebenso wie auf der Gesamtfläche.

Dieser Trend ist auch in der durchschnittlichen Artenzahl je 100m² in den einzelnen Schlägen zu erkennen (siehe Tab. 3), wobei hier einige Ausnahmen auftreten. Gestiegen sind die Artenzahlen pro 100 m² im Seekamp I sowie auf der Stutenkoppel. Beide Flächen trugen in diesem Jahr Weizen und im vorausgegangenen Jahr Klee-Weidelgras, was den Anstieg erklärt. Auf der Fläche Peperland ist die Artenzahl in 2009 pro 100m² ebenfalls geringfügig angestiegen, obwohl insgesamt ein negativer Gesamttrend festzustellen war (siehe Tab.2).

9 Teilprojekt Vegetationskunde II

Obwohl die mittlere Artenzahl pro 100 m² auf den meisten Schlägen zwischen 2004 und 2008 gesun- ken ist, nahm die durchschnittliche Artenzahl aller Schläge in diesem Zeitraum deutlich zu: 2004 betrug die durchschnittliche Artenzahl aller Schläge 18,9 Arten und 2008 bereits 31,1 Arten. Dies deutet darauf hin, dass zwar die Artenvielfalt insgesamt zugenommen hat, die Verteilung der Arten jedoch weniger gleichmäßig geworden ist. Ausnahmen stellen die Schläge Fuchsberg und Peperland dar, für die ein Anstieg der Artenzahl/100m² notiert wurde. Ersterer wurde im Vorjahr mit Weizen bestellt, auf letzterem wurden zum Zeitpunkt der Probenahme Roggen und Ackererbsen angebaut. Der Anstieg der Artenzahlen auf einzelnen Flächen deutet auf einen flächenspezifischen Einflussfak- tor (Anbaufrucht, Bodenbearbeitung).

4.1.3 Artenzahlen in den unterschiedlichen Kulturarten Tabelle 4 zeigt, dass sowohl im Jahr 2008 als auch 2009 die mittlere Artenzahl je 100m² im Roggen am höchsten war. Die niedrigste flächenbezogene Artenzahl wurde 2008 im Hafer gefunden, während 2009 die Artenzahl je 100m² in den Ackererbsen am geringsten war.

10 Teilprojekt Vegetationskunde II

Die Gesamtzahl der 2009 in den unterschiedlichen Kulturfrüchten erfassten Arten ist in Tabelle 5 dargestellt. Auch hier ist die Artenzahl im Roggen deutlich höher als in den anderen Kulturfrüchten, was sicher zum Teil daran liegt, dass die Zahl der im Roggen gelegenen Aufnahmeflächen höher ist als in den anderen Feldfrüchten. Um die Zahl der untersuchten Flächen als Einflussfaktor ausschließen zu können, wurden die Daten mittels des Programms PCORD einem statistischen Prüfverfahren unterzogen. Das Ergebnis ist in Abbildung 2 dargestellt. Die errechneten Werte für die Artenzahl sind fiktive Werte, die den anzunehmenden Zusammenhang mit der Stichprobenzahl aufzeigen. Demnach lassen die mit Roggen und Erbsen bestellten Flächen die höchste Anzahl an begleitenden Wildkräutern erwarten, während die niedrigsten Werte im Haferanbau zu erwarten sind.

Die mittlere Deckung der Wildkräuter in den unterschiedlichen Kulturfrüchten ist in Tabelle 6 dargestellt. Im Vergleich 2008 / 2009 hat sich die Deckung im Roggen und Weizen praktisch nicht verän- dert, auffallend ist allerdings der Anstieg von 9,9% zu 14,6% im Hafer. Am höchsten war die Deckung in den Saubohnen.

11 Teilprojekt Vegetationskunde II

4.2 Artenzusammensetzung 4.2.1 Artenzusammensetzung auf allen ackerbaulich genutzten Flächen Von den 2009 erfassten 38 Arten traten 6 Arten in mehr als 70% der Aufnahmeflächen auf. 11 Arten waren in mehr als 40% der Flächen nachzuweisen, und lediglich 3 Arten wurden in weniger als 5% der Flächen erfasst. Im Vergleich hierzu hatten 2001 nur 2 Arten eine Stetigkeit von mehr als 40% erreicht, und 50% der erfassten Arten wurden in weniger als 5% der untersuchten Flächen gefunden. Diese Werte steigen seit 2001 stetig an, sodass 2008 bereits 12 Arten mit einer Stetigkeit von über 40% auftraten. Allerdings lagen hier auch 37 Arten unter der 5%-Schwelle.

Die Stetigkeiten der 9 häufigsten Arten sind in Tabelle 7 dargestellt. Der Tabelle ist zu entnehmen, dass, trotz starker Schwankungen, die Mehrzahl der häufigsten Arten an Stetigkeit zugenommen hat. So ist zum Beispiel bei Matricaria recutita, Capsella bursa-pastoris und Stellaria media eine deutlich positive Entwicklung nach der Umstellung auf ökologischen Landbau zu verzeichnen. 2002 wurde lediglich eine Fläche des Hofes ökologisch bewirtschaftet, auf dieser waren aber bereits in 90,9 % der Aufnahmeflächen Matricaria recutita, in 72,7 % der Aufnahmeflächen Capsella bursa-pastoris und in 54,5 % der Aufnahmeflächen Stellaria media vertreten. Die Mengenanteile der genannten Arten sind somit im Vergleich zum Vorjahr sehr deutlich angestiegen. Ein in diesem Sinne positiver Trend war 2002 auch im konventionellen Landbau zu verzeichnen, dieser fiel jedoch viel geringer aus. Auffallend ist außerdem die Entwicklung der Häufigkeit von Cirsium arvense, die zunächst nur leicht positiv ver- lief (mit einem Anstieg um 2,3% auf ökologisch bewirtschafteten Flächen im Jahr 2002), bereits 2003 wies C. arvense jedoch eine Stetigkeit von 45,5% in den Aufnahmeflächen auf, und diese stieg weiterhin bis 2009 auf 71,4%. Eine ähnliche Entwicklung ist für Tripleurospermum perforatum festzustellen. In den Jahren 2001 und 2002 trat diese Art noch gar nicht auf, während sie bereits 2003 auf 72,7% aller Aufnahmeflächen auf ökologisch bewirtschafteten Schlägen zu finden war.

Tab. 7: Die Entwicklung der Stetigkeit der häufigsten Arten

12 Teilprojekt Vegetationskunde II

Die Entwicklung der Stetigkeit der häufigsten Arten. Die Werte beziehen sich auf 34 Aufnahmeflächen 2001, 40 Aufnahmeflächen 2002, 34 Aufnahmeflächen 2003, 34 Aufnahmeflächen 2004, 47 Aufnah- meflächen 2008 und 34 Aufnahmeflächen 2009. Es ist zu berücksichtigen, dass 2002 nur ein Schlag und 2003 zwei Schläge ökologisch bewirtschaftet wurden.

4.2.2 Artenzusammensetzung in den unterschiedlichen Kulturarten Die Unterschiede in der Artenzusammensetzung auf Schlägen mit unterschiedlichen Kulturarten sollen an dieser Stelle nur anhand einiger markanter Arten für das Untersuchungsjahr 2009 behandelt werden. Auffallend ist zum Beispiel, dass die Gräser Poa annua, Apera spica-venti, Elymus repens und Poa trivialis ausschließlich auf Flächen mit Roggen- oder Weizenanbau auftraten. Vermehrt traten im Weizen ansonsten Fallopia convolvolus und Trifolium pratense auf. Weiterhin wurde notiert, dass Sinapsis arvensis und Agrostemma githago ausschließlich und Galium aparine, Veronica persica und Polygonum aviculare vermehrt im Hafer auftraten. Ausschließlich in den Erbsen waren die Arten Brassica napus, Chenopodium polyspermum und die Kulturart Vicia faba vertreten.

4.3 „Wertgebende“ Arten Im Zuge der Untersuchungen in den zurück liegenden Jahren wurden Ackerrandstreifen mit einer aus Ackerwildkräutern angesät, um die Chancen einer Ansiedlung dieser Arten im Gebiet zu ermitteln. Die Saatmischung enthielt unter anderem Arten, die in Schleswig-Holstein als gefährdet eingestuft wurden; exemplarisch seien hier die Arten Agrostemma githago und Consolida regalis näher betrachtet, ferner die Arten Centaurea cyanus und Papaver rhoeas, die in Deutschland und Schleswig-Holstein zwar noch nicht als gefährdet gelten, sich aber derzeit von vielen Ackerflächen mit konventioneller Bewirtschaftung verabschieden und nur dank einer vergleichsweise langlebigen Samenbank vielerorts noch nicht verschwunden sind.

Agrostemma githago hingegen gilt (nach FLORAWEB2010) sowohl in Schleswig-Holstein als auch in Deutschland als vom Aussterben bedroht (Rote-Liste-Kategorie: 1), und Consolida regalis gilt in Schleswig-Holstein als stark gefährdet und in Deutschland als gefährdet (Rote-Liste-Kategorie: 2 bzw. 3). Agrostemma githago wurde 2009 vereinzelt auf einer Probefläche im Hafer auf der Parzelle See- kamp II notiert. Consolida regalis wurde nicht wieder gefunden. Centaurea cyanus hingegen wurde 2009 auf insgesamt drei Flächen nachgewiesen, zwei der Flächen liegen im Roggen und eine im Wei- zen. Die erfasste Individuenzahl lag zwischen 1 und 20. Zusätzlich war C. cyanus mit nicht erfasster Dichte auf einem Blühstreifen vorhanden. Papaver rhoeas wurde auf einer Fläche im Roggen am Ackerrand nördlich des Schlages Fuchsberg notiert und war ebenfalls zahlreich in einem Blühstreifen vorhanden.

5 Diskussion 5.1 Diskussion der Ergebnisse zur Artenzahl Die Ergebnisse der vorausgegangenen Studien belegen von der Umstellung in 2002 bis 2008 sowohl ein Anstieg der Artenzahl je 100m² als auch ein Anstieg der Gesamtartenzahl (bis auf 82 Arten im Jahr 2008). Eine Abschwächung dieses Trends im Jahr 2009, mit rückläufigen Artenzahlen je 100m² sowie in Bezug auf die Gesamtfläche, kann klimatisch wie methodisch bedingt sein. Immerhin stieg die mittlere Deckung der Wildkräuter von 12,2% im Jahr 2008 auf 14% im Jahr 2009 (siehe Kap. 3.1.1.). Der starke Anstieg der Artenzahl je 100m² zwischen 2004 und 2008 von 9,2 auf 14,2 dürfte sowohl mit dem höheren Lichtgenuss zwischen den Nutzpflanzen nach Umstellung auf ökologischen Landbau sowie den allgemein verbesserten Standortbedingungen zusammenhängen, von denen die Wildkräuter nun zunehmend profitieren.

13 Teilprojekt Vegetationskunde II

Die z. T. massive Ausbreitung und Etablierung der landschaftsraumtypischen Ackerwildkräuter auf den Flächen erschwert in den Anfangsjahren die Neuansiedlung weiterer Arten, die sich zunächst nur schwer gegen die Konkurrenz der vorhandenen Arten und deren übermäßigen Präsenz in der Diaspo- renbank durchsetzen können (DOLNIK et al. 2009). Haben neu einwandernde Art jedoch einmal Fuß gefasst, wird die Herdenbildung der Pionierarten geschwächt, und die unter den jeweiligen Standorts- bedingungen konkurrenzkräftigsten Arten setzen sich allmählich durch. Dies erklärt sowohl den vorü- bergehenden Rückgang einiger Arten als auch den immer langsamer verlaufenden Anstieg der Ge- samtartenzahl. Eine „Sättigung“ ist jedoch noch nicht in Sicht, dies gilt insbesondere für die Saum- strukturen der Anbauflächen.

Da aber auch nach vollständiger Umstellung auf ökologischen Landbau einige Flächen von diesem Gesamttrend ansteigender Artenzahlen abweichen, lässt sich vermuten, dass auch andere Faktoren einen Einfluss auf die Entwicklung der Artenzahl haben, was im Folgenden diskutiert werden soll.

5.1.1 Bodenmerkmale als Einflussfaktor für variierende Artenzahlen Obwohl die Bodenkartierung der ackerbaulich genutzten Flächen ein große Heterogenität aufzeigt, ist die konkurrenzgesteuerte Einfügung der Arten in standortbezogene Artengemeinschaften noch nicht soweit fortgeschritten, dass diese in den Vegetationsaufnahmen deutlich wird. Jedenfalls scheinen die Artenzahlen an den unterschiedlichen Standorten noch ohne deutliche Bindungen zu schwanken. Das gilt auch für die Parzelle Koppelbusch, auf deren vermehrt Gleye vorkommen; auch hier lässt sich kein eindeutiger Trend in der Artenzusammensetzung erkennen, der mit der Bodenbeschaffenheit in Zu- sammenhang gebracht werden könnte.

5.1.2 Bewirtschaftung als Einflussfaktor für variierende Artenzahlen Die fruchtfolgebedingten Unterschiede in der Bewirtschaftung der Flächen sind nicht so gravierend, dass sie sich auffallend stark auf die Artenzahlen auswirken. Gestriegelt wird im Winterweizen und in den Frühjahrsfrüchten aber nicht im Winterroggen und in den Ackererbsen und –bohnen, bzw. hier nur nach Bedarf. Die Vermutung, dass hierdurch die erhöhten Artenzahlen im Roggen und in den Acker- erbsen sowie auf Flächen mit Saubohnen erklärt werden können (siehe Tab.4), liegt nahe.

Die Wirkung, die die bodenwendende Bearbeitung auf Wildkräuter hat, wird kontrovers betrachtet. SPRENGER (2005) hat in einem Feldversuch über mehrere Jahre beobachtet, dass trotz des Verzich- tes auf bodenwendende Maßnahmen die Wildpflanzendichte nicht beeinflusst wurde und sogar ein Rückgang der typischen Ackerwildpflanzengemeinschaften durch reduzierte Bodenbearbeitung zu beobachten war. Die Mehrzahl der Studien (z.B. LACKO-BARTOSOVA et al. 2000 und GRUBER et al. 2000) belegt jedoch eine höhere Individuendichten der Ackerwildpflanzen bei reduzierter Bodenbe- arbeitung im ökologischen Landbau und somit auch ein beständig wachsendes Diasporenpotential. In den zuletzt genannten Untersuchungen wurden jährlich Grubber und Schichtengrubber mit einer vergleichsweise geringeren Bearbeitungstiefe eingesetzt. Die Diasporenbankuntersuchungen auf Hof Ritzerau ergänzen diese Befunde und belegen ebenfalls einen starken Einfluss der Bodenbearbeitung auf den Etablierungserfolg von Wildpflanzen.

Dies zeigte sich besonders deutlich in den Aussaatexperimenten (GEWEKE et al. 2005). Der geringste Etablierungserfolg für die Ackerbegleitflora wurde durch bodenwendende Maßnahmen mit lediglich 4,3% der ausgesäten Arten bei 1g/m² Saatdichte erreicht, während sich in der nicht wendenden Bo- denbearbeitungsvariante die Wildpflanzen mit einem Anteil von 30% dauerhaft etablieren konnten.

14 Teilprojekt Vegetationskunde II

5.1.3 Fruchtfolge als Einflussfaktor für variierende Artenzahlen Die Konkurrenzkraft der Kulturpflanzen ist im Wesentlichen abhängig von der Bestandesdichte, der Wüchsigkeit in frühen Entwicklungsstadien und der Beschattungskraft der jeweiligen Bestände. Hier- bei gibt es allerdings nicht nur Unterschiede zwischen den Kulturen, sondern auch zwischen den verwendeten Sorten (BÖRNER 1995). Bei der Suche nach Ursachen für schwankende Artenzahlen mit Blick auf einzelne Fruchtfolgeglieder bzw. die aktuelle Anbaufrucht, darf die Wirkung der Vorfrucht nicht außer Acht gelassen werden. So ist der Anstieg der Artenzahlen auf den Flächen Stutenkoppel und Seekamp mit der Kulturfrucht Weizen in 2009 eine Nachwirkung des Umstandes, dass hier im Jahr 2008 Kleegras angebaut wurde, mit verhältnismäßig geringen Artenzahlen der begleitenden A- ckerwildkräuter. Die positive Entwicklung der Artenzahlen im Untersuchungsjahr 2009 ist hier somit vielmehr auf die Differenz der Artenzahlen zwischen Weizen- und Kleegrasanbau zurückzuführen.

Auf der Parzelle Fuchsberg wurden 2008 Saubohnen angebaut, eine Feldfrucht mit relativ hohen Ar- tenzahlen begleitender Ackerwildkräuter. Absolut gesehen war die Artenzahl auf dem Schlag Fuchs- berg in 2009 mit 12,6 Arten pro 100m² am höchsten, was plausibel scheint, da dort 2009 Roggen angebaut wurde (siehe Tab.1) und dieser regelmäßig erhöhte Artenzahlen aufweist (siehe Tab. 4). In 2008 war die Artenzahl im Seekamp II am höchsten, wo ebenfalls Roggen angebaut wurde (siehe Tab.1).

Ergebnisse aus vorangegangenen Studien (z. B. SPRENGER 2005) belegen, dass die Diasporen- bank durch Kleegrasanbau eine Reduktion erfährt. Es konnte sowohl im Labor als auch in Freiland- versuchen gezeigt werden, dass verschiedene Wildpflanzenarten durch Eksudate aus Pflanzenteilen von Kleearten in ihrer Entwicklung gehindert werden, weshalb angenommen wird, dass allelopathi- sche Wirkungen von Pflanzenrückständen aus dem Kleegrasanbau zur Verminderung des Unkraut- druckes in den nachfolgenden Kulturen beitragen.

Für den Roggen lässt sich vermuten, dass die Bestandesdichte eine wichtige Rolle spielt, die hier im ökologischen Anbau teilweise nur gering ist und somit für einen erhöhten Licht- und Wärmegenuss am Keimungsort der Begleitpflanzen verantwortlich ist. Außerdem finden, wie bereits erwähnt, im Roggen keinerlei Maßnahmen zur Beikrautregulierung statt.

Die Analyse der Daten mit CORD zeigt, dass in den Ackererbsen sogar geringfügig mehr Arten zu erwarten sind als im Roggen. Dies erklärt auch den Anstieg der Artenzahl auf der Fläche Peperland im Jahr 2009: Zu diesem Zeitpunkt wurden hier Ackererbsen und Roggen angebaut, die unter den auf Hof Ritzerau vorherrschenden Bedingungen zu erhöhten Artenzahlen führen. Ackererbsen gelten allgemein als schwache Konkurrenten (LUNDKVIST et al. 2008). Zusätzlich ist aber auch hier zu bedenken, dass lediglich unter bestimmten Witterungsbedingungen gestriegelt wird und somit ansonsten kein Schutz vor Wildkräutern besteht. Im Jahr 2009 wurden überhaupt keine Maßnahmen zur Beikrautregulierung in den Ackererbsen durchgeführt.

5.2 Diskussion der Ergebnisse zur Artenzusammensetzung Die Auswertung der Daten in Bezug auf die Stetigkeiten der Arten hat gezeigt, dass Arten mit einer weitläufigen Verteilung und damit steigender Stetigkeit im Zuge der Umstellung vermehrt auftreten. Die gleichsinnig verlaufende Verlangsamung der Diversitätszunahme deutet darauf hin, dass sich konkurrenzstarke Arten vorübergehend auf Kosten konkurrenzschwächerer Arten etablieren können (s. oben). Zu diesen Dominanz-Arten gehören vor allem Matricaria recutita, Stellaria media und Viola arvensis, die 2009 alle eine Stetigkeit über 75% aufwiesen. Die im Frühjahr keimende einjährige Echte Kamille (Matricaria recutita) tritt in Europa heute massenhaft auf praktisch allen Äckern auf. Ihre Hauptblütezeit ist Mai bis September, oft von einer zweiten Blüte gefolgt, was zu ihrer massenhaften Verbreitung beiträgt. Zum Zeitpunkt ihrer Hauptkeimzeit werden die Äcker für die Folgefrucht gepflügt, 15 Teilprojekt Vegetationskunde II

und die Samen der Kamille gelangen massenhaft an die Oberfläche. Die Art wird dadurch enorm ge- fördert. Die ebenfalls einjährig Vogelmiere (Stellaria media) ist ein Herbstkeimer und bildet schon sehr zeitig im Frühjahr Samen, die zu mindestens zwei Generationen pro Jahr führen. Mit einer Samen- stärke von bis zu 15.000 Samen pro Pflanze kann die Art sich sehr schnell und effektiv ausbreiten. Auch das Acker-Stiefmütterchen (Viola arvensis) zählt zu den Einjährigen, kann allerdings auch über- wintern. Es blüht hauptsächlich von April bis Oktober nicht selten aber auch ganzjährig und produziert dabei bis zu 2500 Samen pro Pflanze. Diese keimen kontinuierlich, was das ebenfalls massenhafte Vorkommen des Acker-Stiefmütterchens vor allem im Getreide, weniger auf luftarmen vernässten Böden, erklärt (HANF 1990).

Zu den Einjährigen zählt auch Vicia hirsuta, die 2009 mit einer Stetigkeit von 50% zu den häufigsten Arten gehörte. Sie hat durch kletternden Ranken, vor allem in dichteren Kulturpflanzenbeständen einen zusätzlichen Konkurrenzvorteil. Ein weiterer Kulturfolger mit ruderaler Strategie ist Tripleurosper- mum perforatum. Zu Beginn der Untersuchungen fehlte die Geruchlose Kamille noch und trat erst in 2003, dann aber sofort massenhaft auf 72,5% der Probeflächen auf. Sie zählt zu den Ein- bis Zweijäh- rigen und blüht von Mai bis Oktober. Hierbei produziert sie mit etwa 10.000 bis 200.000 Samen pro Pflanze eine große Menge an Diasporen, was die bisweilen „explosionsartige“ Ausbreitung der Art nach Einschleppung erklärt. Erst in 2009 nahm ihre Stetigkeit wieder leicht ab. Beim ganzjährig blühenden ein- bis zweijährigen Hirtentäschelkraut (Capsella bursa-pastoris) war nach der Teilumstellung 2002 besonders auf den ökologisch bewirtschafteten Fläche eine deutliche Zunahme zu verzeichnen: Seine Stetigkeit stieg allein von 2001 auf 2002 von 15,9% auf 72,7% an. Diese lag 2008 bei 81% und fiel 2009 auf 54,3% ab (siehe Tab.7). Unter günstigen Bedingungen kön- nen pro Individuum bis zu 40.000 Samen produziert werden (HANF 1990).

Die Acker-Kratzdistel (Cirsium arvense) ist die einzige ausdauernde Art, die in den vergangenen Jah- ren allmählich aber beständig an Stetigkeit zugenommen hat. Auf den ökologisch bewirtschafteten Flächen verliefen Ausbreitung und Etablierung rascher als auf konventionell bewirtschafteten Flächen. Allein die intensivere Bodenbearbeitung im ökologischen Landbau reicht zur Unterdrückung der Acker-Kratzdistel offenbar nicht aus. Auch im konventionellen Landbau ist die Bekämpfung der aus- dauernder Wildkräuter ein Problem, da ein dauerhafter Bekämpfungserfolg oft erst dann eintritt, wenn die Beikräuter genügend Blattmasse gebildet haben, um entsprechende Wirkstoffe in ausreichender Menge aufzunehmen. Ferner ist bekannt, dass hackfruchtreichere Fruchtfolgen sowie der vermehrte Einsatz von Bodenbearbeitungsmaßnahmen als Ersatz für Herbizide nicht selten zu einer Förderung von Mehrjährigen beitragen (BÖRNER, 1995).

Dass Unterschiede zwischen den Kulturfrüchten in der Artenzusammensetzung der begleitenden Wildkräuter auftraten, wurde in Kapitel 3.2.2. deutlich. Apera spica-venti und Poa annua, die aus- schließlich im Roggen und Weizen auftraten, zählen zu den häufigsten Wildgräsern im Getreide. Die für Sommerfrüchte charakteristischen Arten Sinapsis arvensis und Polygonum aviculare traten vermehrt im Hafer auf, und Chenopodium polyspermum und die Kulturart Vicia faba, ebenfalls charakte- ristische Begleitarten der Sommerfrüchte, treten auf Hof Ritzerau vermehrt in den Erbsen auf.

Die Segetalvegetation auf Hof Ritzerau ist geprägt durch euryöke Arten, die auch das Bild konventionell bewirtschafteten Flächen bestimmen. Die zunehmende Stetigkeit einiger Arten erklärt sich durch ihre unterschiedliche Konkurrenzkraft. Ihr Aneignungsvermögen für Nährstoffe und Bodenwasser, der Zeitpunkt des Auflaufens, die Ausbreitungsgeschwindigkeit, die Ausbildung unterdrückender Wuchs- formen (wie Rosettenbildung) sowie die Fähigkeit mit Hilfe von Ranken oder als Spreizklimmer (Gali- um aparine) der Konkurrenz um Licht zu entgehen, sind wesentliche Steuerungsfaktoren dieser Kon- kurrenzkraft. Zusätzlich schwanken die Artengefüge durch sich ändernde Wirtschaftsweisen, eine

16 Teilprojekt Vegetationskunde II

zeitlich verschobene Bodenbearbeitung etc., sodass in einem Wechselspiel all dieser Faktoren die Stetigkeiten der Arten auch weiterhin schwanken werden.

5.3 Diskussion der Ergebnisse zu „wertgebende“ Arten Die Kornrade (Agrostemma githago) ist ein gutes Beispiel für die Anpassung von Wildpflanzen an die vom Menschen geschaffenen Bedingungen auf den Kulturflächen in historischer Zeit, da ihre in Größe und Gestalt den Getreidekörnern ähnlichen Samen zusammen mit dem Getreide geerntet und dann wieder mit dem Saatgut ausgebracht wurden. Heute ist die Kornrade allerdings durch die Saatgutrei- nigung sehr selten geworden. Das Auftreten der Art auf einer der Untersuchungsflächen dürfte auf eine Ausbreitung von einem der Saumstandorte zurückgehen, auf dem eine Saatmischung ausgebracht worden war, die u. a. Samen der Kornrade enthielt.

Der Acker-Rittersporn (Consolida regalis) tritt in Nordeuropa überwiegend auf Kalkböden in warmen Lagen auf (HANF 1990) und hat somit auf den untersuchten Flächen vermutlich nicht genügend Kon- kurrenzvorteile, um sich in der bestehenden Vegetation erfolgreich zu etablieren. Jedenfalls konnten vom Acker-Rittersporn aus der 2001 und 2003 ausgebrachten Saatmischung (GEWEKE et al. 2005) in 2009 keine Vorkommen auf den Untersuchungsflächen mehr nachgewiesen werden.

Die Kornblume (Centaurea cyanus) wurde durch den vermehrten Einsatz von Herbiziden fast voll- ständig von unseren Ackerflächen verdrängt. Dies gilt ebenso für die mittlerweile in Schleswig- Holstein auf konventionell bewirtschafteten Flächen selten gewordenen Mohn-Arten. Der Klatsch- Mohn (Papaver rhoeas) wurde 2009 auf nur einer der Aufnahmeflächen im Roggen gefunden, obwohl auch seine Samen in den Aussaatversuchen 2001 und 2003 in die Ackerflächen eingebracht wurden. Mohnsamen können lange Zeit im Boden überdauern und spontane Massenentwicklungen im konventionellen wie ökologischen Anbau beruhen zumeist auf das Erschließen von Samenbanken durch veränderte Pflugtiefen, wodurch die Samen zum Keimen an die Oberfläche gebracht werden.

Im Bericht für das Vorjahr (DOLNIK et al. 2009) wurde bereits auf die rückläufigen Bestandesentwick- lungen der eingesäten Arten hingewiesen. Ihre dauerhafte Präsenz auf den Anbauflächen verlangt offenbar regelmäßige Nachsaaten bzw. ausbreitungskräftige Quellbiotope auf den Ackerrändern und angrenzenden Saumstrukturen. Dass die Kornrade wegen ihrer Giftigkeit nicht zu den in größerer Zahl erwünschten Begleitpflanzen zählt, versteht sich von selbst.

Fraglos sind mit der Einsaat von Wildpflanzen in die Ackerrandstreifen positive Effekte für die Biodi- versität verbunden. Sie bilden Lebensraum und Nahrungsquelle für viele Wirbellose. Soll ein Eintrag der Diasporen von selten gewordenen Wildpflanzen in die Diasporenbank der Ackerrandstreifen erreicht werden, müssen, wie bereits früher dargelegt (DOLNIK et al. 2009), die Zeitpunkte für die Pfle- geschnitte entsprechend angepasst werden. Zur Zeit liegen diese oft noch so früh, dass die Wildpflan- zen zwar zur Blüte nicht aber zur Samenreife gelangen können.

17 Teilprojekt Vegetationskunde II

6 Literatur BÖRNER, H. (1995). Unkrautbekämpfung. Jena, Gustav Fischer Verlag. DIERSCHKE, H. (1994). Pflanzensoziologie. Ulmer, Stuttgart. 683S. FLORAWEB, (2010). BfN-Bundesamt für Naturschutz. [03/01/2010]. GRUBER, H., HÄNDEL, K., BROSCHEWITZ, B. (2000). Einfluss der Wirtschaftsweise auf die Unk- rautflora in Mähdruschfrüchten einer sechsfeldrigen Fruchtfolge. Z.Pfl.Krankh.Pfl.Schutz SH XVII: 33-40. HANF, M. (1990). Ackerunkräuter Europas mit ihren Keimlingen und Samen. München, Verlagsunion Agrar. LACKO-BARTOSOVA, M., MINAR, M., VRANSVSKA, Z., STRASSER, D. (2000). Weed seed bank in ecological and integrated farming System. Rostlinna vyroba 46: 319-324. LEUSCHNER, C., VAN ELSEN, T., UNIVERSITÄT GÖTTINGEN, FIBL DEUTSCHLAND E.V., DEUTSCHER VERBAND FÜR LANDSCHAFTSPFLEGE (2008). Ackerwildkräuter. [26/11/2009]. LUNDKVIST, A., SALOMONSSON, L., KARLSSON, L. DOCK GUSTAVSSON, A.-M. (2008). Effects of organic farming on weed flora composition in a long term perspective. Europ. J. Agronomy 28: 570-578. SPRENGER, B. (2005) Auswirkungen reduzierter Bodenbearbeitung und Vorfrucht auf die Unkraut- vegetation. [Effects of reduced tillage and previous crop on weed vegetation.] 8. Wissenschaftsta- gung zum ökologischen Landbau - Ende der Nische, Kassel, 01.03.2005 -04.03.2005. In: Heß, J und Rahmann, G (Hrsg.) Ende der Nische, Beiträge zur 8. Wissenschaftstagung Ökologischer Landbau, kassel university press GmbH, Kassel. (S.23-26). VAN ELSEN, T., BRABAND, D.(2006) Ackerwildkrautschutz-eine „honorierbare ökologische Leis- tung“?-Perspektiven vor dem Hintergrund des Scheiterns klassischer Schutzkonzepte. In: Ham- picke U. (2006) BfN-Skripten 179. Ökonomie der Honorierung ökologischer Leistungen- “Workshopreihe, Naturschutz und Ökonomie“ Teil I. S. 123-133). WISSKIRCHEN, R., HAEUPLER, H. (1998). Standardliste der Farn-und Blütenpflanzen Deutschlands. Ulmer, Stuttgart. 765 S. HOERNES, U., LORENZEN, D., RINKER, A., HOSENFELD, F., ROWECK, H. (2009) Daten-und In- formationsmanagement und Agrarflächeninformationssystem. (S. 211-228). Teilprojekt Pflanzenbau: NEUMANN, H., LOGES, R., TAUBE, F. (2002). Optimierung von Fruchtfolgesystemen im ökolo- gischen Pflanzenbau. (S. 17-20). Teilprojekt Vegetationskunde II: DOLNIK, C., ROWECK, H., KLEMICH, S. (2009). Aktuelle und potentielle floristische Diversität intensiv genutzter Agrarlandschaften-Auswertungen der Ergebnisse der Vegetationserfassung 2008. (S. 7-15). GEWEKE, O., ROWECK, H. (2005). Aktuelle und potentielle floristische Diversität intensiv genutzter Agrarlandschaften. (S. 20-30).

18 Teilprojekt Vegetationskunde II

7 Anhang 7.1 Karte der Ackerschläge

19 Teilprojekt Vegetationskunde II

7.2 Ergebnisse der Vegetationskartierung 2009

20 Teilprojekt Vegetationskunde II

21 Teilprojekt Vegetationskunde II

22 Teilprojekt Vegetationskunde II

23 Teilprojekt Vegetationskunde II

24 Teilprojekt Vegetationskunde II

25 Teilprojekt Vegetationskunde II

26 Teilprojekt Zoologie I

Regenwürmer

Bearbeiter: Ulrich Irmler

1 Arbeiten und Ergebnisse im Jahr 2009 Im Jahr 2009 wurde wie in den Vorjahren in den Monaten April, Mai, Juni, September, Oktober und November die Erfassung der Regenwürmer an den 85 Probestellen durchgeführt. Die Trockengewich- te und die aschefreien Trockengewichte wurden bestimmt. Insgesamt waren die im Jahr 2009 gefundenen Werte ähnlich wie im Jahr 2008. Im Jahr 2008 waren durchschnittlich 2,23 ± 0.96 g/m² und 2009 2,37 ± 1.25 g/m² gefunden worden. Dies lässt sich wie im Vorjahr auf die außerordentlich lange Trockenphase im Mai und Juni zurückführen. Im Sommer und Herbst mit steigenden Niederschlägen begannen sich die Regenwürmer wieder zu erholen (Abb. 1). Betrachtet man den Verlauf der Biomas- seentwicklung von 2007 bis 2009 so erkennt man, dass die Biomasse in den Jahren 2007 und 2008 nach niedrigen Niederschlägen im Frühjahr absank. Im Herbst trat in allen drei Jahren eine Erholung der Regenwurmbiomasse auf. Auch das Jahr 2009 war wieder durch niedrige Niederschläge im Früh- jahr bestimmt, so dass die durchschnittliche jährliche Biomasse durch die Niederschlagsverteilung im Jahr erklärt werden kann. Hier wird durch eine Zeitreihenanlayse mehr Klarheit erwartet.

4.5 Biomasse 180 4.0 Niederschlag 160

3.5 140

3.0 120

2.5 100

2.0 80

Biomasse (g/m²) 1.5 60 Niederschlag (mm)

1.0 40

0.5 20

0.0 0 Apr. Jun. Aug. Okt. Dez. Feb. Apr. Jun. Aug. Okt. Dez. Feb. Apr. Jun. Aug. Okt. 07 07 07 07 07 08 08 08 08 08 08 09 09 09 09 09 Monate

Abb.1: Entwicklung der Regenwurmbiomasse in den Jahren 2007 und 2009 im Vergleich zur monatli- chen Summe der Niederschläge

Insgesamt lassen sich aber inzwischen auch deutliche Trends erkennen, die unabhängig von der Nie- derschlagsverteilung sind. Dies ist insbesondere bei Lumbricus terrestris der Fall, der über den gesamten Zeitraum eine ansteigende Tendenz aufweist. Die mittlere jährliche Dichte von Lumbricus terrestris steigt deutlich an. Die Beziehung weist ein Bestimmtheitsmaß von 0,84 auf, so dass die Dichte mit 84 % durch die Zeit nach der Umstellung erklärt wird. Zurzeit wird diese Beziehung am besten mit einer linearen Regression beschrieben. Nach dem Kurvenverlauf könnte aber auch eine sigmoidale Regression hinter der zeitlichen Verteilung liegen. Dann wäre in den ersten drei Jahren in

27 Teilprojekt Zoologie I

der Teilumstellungsphase nur eine geringe Veränderung der Dichte vorhanden, der in den folgenden 3 Jahren ein steiler Anstieg folgt, um in den letzten 3 Jahren in eine geringe Veränderung zu münden. Ob sich die Kurve zurzeit tatsächlich in einem steady-state befindet oder doch noch weiter ansteigt, lässt sich allerdings erst nach weiteren Jahren feststellen. Sehr deutlich ist dagegen die lineare Bezie- hung zwischen der Zeit und der Anzahl der Messpunkte, an der L. terrestris festgestellt wurde. Da- nach hat sich die Art von 19 Fundstellen im Jahre 2001 auf 61 Fundstellen im Jahr 2009 ausgebreitet. Hier liegt eine eindeutige lineare Beziehung vor, so dass man davon ausgehen kann, dass sich die Art in den folgenden Jahren flächendeckend über den Acker ausbreitet.

3.5 70 y = 0.36 x - 0.03 2 3.0 R = 0.84 60

2.5 50

2.0 40

1.5 30 y = 5.5x + 12.83 2 1.0 20 R = 0.90

Lumbricus terrestris (Ind./m²) 0.5 (Meßpunkte) terrestris Lumbricus 10

0.0 0 02468100246810 Jahre Jahre

Abb.2: Beziehung zwischen den Jahren nach der Umstellung und der Dichte bzw. der Frequenz von Lumbricus terrestris.

Im Gegensatz zu L. terrestris ist bei einigen anderen Arten ein abnehmender Trend festzustellen. Dies trifft auf die häufigste Art, Aporrectodea caliginosa, und auf A. rosea zu. Beide Arten folgen einer ex- ponentiellen Regression mit einem steilen Abfall in den ersten Jahren und einem Auslaufen in ein steady-state in den letzten Jahren. Ein weiterer Abfall der Dichte ist daher bei diesen Arten nicht zu erwarten. Während A. caliginosa nach wie vor flächendeckend auf dem Acker vorkommt, konnte für A. rosea auch eine Abnahme in der Fläche nachgewiesen werden. Hier sank die Anzahl der Fundpunkte, an der die Art vorgefunden wurde von 75 auf 46. Die Beziehung zwischen der zeitlichen Sukzession und der Vorkommensfrequenz ist linear, so dass auch zukünftig mit einer Verringerung der Vorkom- men von A. rosea gerechnet werden muss. Auch die Dichte von L. castaneus wurde im Verlauf der Sukzession nach der Umstellung geringer. Diese Beziehung wird aber nur zu 46 % durch die Zeit erklärt, so dass andere Faktoren noch eine größere Rolle spielen müssen. Insgesamt lässt sich für die wichtigsten Regenwürmer auf dem Acker daher feststellen, dass sich durch die Umstellung eine deutliche Verschiebung in der Artenzusammensetzung ergeben hat und die Sukzession, die durch die Umstellung ausgelöst wurde, noch nicht ganz abgeschlossen ist. Ungeklärt sind auch die Ursachen für die Veränderungen der Dichten der einzelnen Regenwurmarten. Als sicher darf angenommen werden, dass die Umstellung auf den ökologischen Landbau einen Trend ausgelöst hat, der sich bei den einzelnen Arten unterschiedlich auswirkt. Möglicherweise kristallisieren sich einzelne Faktoren bei längeren Datenreihen noch heraus, aber wahrscheinlich können nur Feldexperi- mente mit gezielten Faktorenkombinationen über die Wirkung einzelner Einflussgrößen Auskunft geben.

28 Teilprojekt Zoologie I

16 80

14 -0.77 70 y = 13.29 x ) R2 = 0.70 12 60 p = 0.004p 0.004 10 50

8 40

6 30 y = -3x + 78.67 4 20 2 (Ind./m² rosea Aporrectodea R = 0.78 Aporrectodea rosea (Meßpunkte) rosea Aporrectodea p = 0.002p 0.002 2 10

0 0 02468100246810 100 Jahre 3.0 Jahre

90 y = -0.20 x + 2.04 m 2 -0.46 2.5 R = 0.46 80 y = 83.39 x p = 0.05 R2 = 0.74 70 p = 0.004p 0.004 2.0 60

50 1.5

40 1.0 30

20 castaneusLumbricus (Ind./m²)

(Ind./ caliginosa Aporrectodea 0.5 10 0 0.0 02468100246810 Jahre Jahre

Abb.3: Beziehung zwischen den Jahren nach der Umstellung und der Dichte bzw. der Frequenz verschiedener Regenwurmarten.

2 Publikationen

IRMLER, U. (2010): Changes in earthworm populations during conversion from conventional to organic farming. Agriculture, Ecosystems and Environment 135, 194-198.

29 Teilprojekt Zoologie III

Die Laufkäfer auf der Agrarfläche von Hof Ritzerau Ergebnisse des Monitorings von Mai 2005 bis 2006

Bearbeiter: L. Schröter

1 Tätigkeitsbericht Seit dem 07.09.2009 sind erneut Bodenfallen auf den Äckern und den naturnahen Flächen ausgebracht, wobei die Beprobung bis zur Ernte im Sommer 2010 durchgeführt werden wird. Gemäß der Planung für das Langzeit-Monitoring sind 123 Standorte besetzt, wobei 99 Fallen auf den Feldern eingegraben sind und 24 Fallen in den ungenutzten Flächen. Der Austausch der Fallengläser findet nun in einem vierwöchigen Rhythmus jeweils am Monatsanfang statt, allerdings wird der schneereiche Winter 2009/2010 für eine längere Unterbrechung sorgen. Die Auswertung der von Mai 2005 bis Mai 2006 aufgestellten Bodenfallen der ersten Serie des Moni- torings, die noch in dem Umfang und nach dem Zeitplan der Phase I gehandhabt wurde, ist abgeschlossen. Untersucht wurden, wie im Projektantrag angegeben, ausschließlich die Laufkäfer. Die Auswertung der Bodenfallen-Serie 2007/2008 des Monitorings wurde begonnen. Bei dieser Serie wurde der Probennahmezeitraum erstmalig dem jahreszeitlichen Verlauf „Von Aussaat bis Ernte“ angepasst und wie vereinbart weniger Bodenfallen verwendet. Die Drucklegung der Dissertation dieses Teilprojektes wurde als Supplement Band 36 der Fau- nistisch-Ökologischen Arbeitsgemeinschaft vorbereitet.

2 Ergebnisse Resultate des Laufkäfer-Monitorings von Mai 2005 bis Mai 2006 Artenzahlen Es wurden 100 Laufkäfer-Arten nachgewiesen, die Artenzahl blieb trotz der bislang kürzesten Einsatzzeit der Bodenfallen auf dem Niveau der Vorjahre (Tab. 1). Die geringe Anzahl der Fallentage ist auf die Schutzzone zur Ansiedlung des Seeadler-Paares im Bereich des Schlages Dachsberg im Frühjahr 2005, auf die Schafbeweidung im Herbst und Winter sowie auf längere und häufigere Phasen der Bodenbearbeitung (Zwischenfrucht) zurückzuführen. Fünf Arten wurden erstmals auf der Hoffläche gefangen, von denen drei in Schleswig-Holstein als gefährdet gelten, Agonum emarginatum, Laemostenus terricola (RL2), Microlestes minutulus (RL3), Philorhizus melanocephalus und Zabrus tenebrioides (RL1). Zehn Arten wurden 2005 nicht mehr nachgewiesen. Dies ist nicht ungewöhnlich, da schon während der Phase I des Projektes sieben bzw. acht Arten in den darauf folgenden Jahren nicht mehr nachgewiesen werden konnten. Bei diesen handelte es sich zumeist um Arten, die mit nur einem einzigen erfassten Individuum auf der Hoffläche selten waren. Tab. 1: Arten- und Individuenzahlen der Laufkäfer aus 163 (2001/02) bzw. 167 Bodenfallen (Folgejah- re) auf der Hoffläche im Zeitraum von Mai 2005 bis 2006. [+/-]: Arten, die im betreffenden Jahr zum ersten bzw. letzten Mal nachgewiesen wurden.

Fangperiode 2001/02 2002/03 2003/04 2005/06 Arten [gesamt] 108 100 98 100 Arten [+/-] - 9/7 7/8 5/10 Individuen [n] 30169 49260 25640 30357 Fallentage [Mittelwert] 275.6 ± 44.8 290.6 ± 34.3 226.2 ± 42.9 184.3 ± 56.7

30 Teilprojekt Zoologie III

Im Jahr 2005 wurde die Untersuchungsfläche erstmalig bei durchgehend ökologischem Anbau beprobt, da die Umstellung der letzten Felder im Herbst 2003 erfolgte. Innerhalb der naturnahen Flächen blieb die Artenzahl im Vergleich zu den Vorjahren stabil, während auf der Nutzfläche die niedrige Ar- tenzahl von 2003 übertroffen und das Niveau des Ausgangsjahres 2001 erreicht wurde (Abb. 1). Wie in den Jahren zuvor kamen in den naturnahen Flächen im Mittel signifikant mehr Arten vor als auf dem Acker; das Verhältnis lag 2005 bei 20 zu 17 Arten. Das einzige Feld mit Sommergerste, der Dachs- berg, wies mit 13 Arten pro Standort am wenigsten Arten auf (Tab. 2). Der Weizen, die Futtererbsen und das Kleegras unterschieden sich mit durchschnittlich 17 bis 20 Arten pro Bodenfalle nicht von den naturnahen Habitaten. Ursache für die niedrige Artenzahl in der Sommergerste war wahrscheinlich die signifikant geringste Anzahl der Fallentage mit 108,8 ± 12,9 Tage, während die übrigen Feldfrüchte zwischen 161,5 ± 42,8 Tage und 191,7 ± 48,3 Tage lang untersucht wurden.

naturnahe Flächen Acker 40 40 Median 25%-75% Min-Max Median 25%-75% Min-Max

A 30 30 BABC Artenzahl [n] Artenzahl [n] 20 20

10 10

0 0 2001 2002 2003 2005 2001 2002 2003 2005

Abb. 1: Artenzahlen der Laufkäfer in den Jahren 2001 bis 2005 in den naturnahen Flächen und auf dem Acker. Signifikante Unterschiede sind durch verschiedene Buchstaben gekennzeichnet (Kruskal-Wallis-Median-Test mit p < 0,001).

Individuenzahlen Es wurden insgesamt 30.357 Laufkäfer gefangen (Tab. 1). Mit 82,4 Individuen/100Ft kamen 2005 so viele Käfer auf Hof Ritzerau vor wie 2002, dem bisher individuenreichsten Jahr mit 94,0 Ind./100Ft, während 2001 und 2003 signifikant weniger Carabiden erfasst wurden. Die Individuenzahl der Acker- fläche war 2005 mit einem Median von 94,7 Ind./100Ft doppelt so hoch wie in den ungenutzten Flä- chen. Allerdings wiesen die Anbaufrüchte Unterschiede in der Anzahl der Käfer auf. Wie bei der Ar- tenzahl konnten auf dem Gerstefeld Dachsberg weniger Käfer gefangen werden als auf den übrigen Feldern (Tab. 2); vermutlich war auch hier der im Vergleich kürzere Probennahmezeitraum die Ursa- che. Tab. 2: Kennwerte der Laufkäfer der Fangperiode von Mai 2005 bis 2006. nnF: naturnahe Flächen, 1: Sommergetreide. Md: Median; Q75, Q25: Quartile;. Signifikante Unterschiede sind durch verschiedene Buchstaben gekennzeichnet (Kruskal-Wallis-Median-Test mit p < 0,01).

31 Teilprojekt Zoologie III

Artendiversität und Evenness Trotz der gestiegenen Menge an Käfern bei unveränderter Artenzahl zeigte die Artenvielfalt eine positive Entwicklung, da der HS-Wert der gesamten Hoffläche mit 2,22 die Werte der vergangenen Jahre

übertraf. Die naturnahen Flächen wiesen keine Veränderung in der Artendiversität auf, der HS-Wert betrug 2,29. (Abb. 2). Auf der Ackerfläche war hingegen eine deutliche Steigerung feststellbar. Der Shannon-Weaver Index erreichte mit 2,19 erstmals das Niveau ungenutzter Habitate.

naturnahe Flächen Acker ] 4 ] 4 S Median 25%-75% Min- Max S Median 25%-75% Min-Max H H A 3 3 B B B

2 2 Artenvielfalt [ Artenvielfalt [

1 1

0 0 2001 2002 2003 2005 2001 2002 2003 2005

Abb. 2: Artenvielfalt der Laufkäfer in den Jahren 2001 bis 2005 in den naturnahen Flächen und auf dem Acker. Signifikante Unterschiede sind durch verschiedene Buchstaben gekennzeichnet (Kruskal-Wallis-Median-Test mit p < 0,001).

Die Diversitäts- und Evenness-Werte der verschiedenen Feldfrüchte wiesen einen abgestuften Gra- dienten auf (Tab. 2). Die Kleegrasflächen übertrafen hinsichtlich der Artenvielfalt und der Evenness die naturnahen Flächen und ähnelten trotz mehrfacher Mahd annualen Stilllegungsflächen, wie sie z.B. 2001 an den Feldrändern von Dachsberg, Hellberg, Koppelbusch und Fuchsberg angelegt waren. Auch die Weizen- und Erbsenfelder unterschieden sich in der Diversität der Laufkäfer nicht von den

Habitaten außerhalb der Nutzfläche, während die Gerste den niedrigsten durchschnittlichen HS-Wert mit 1,90 hatte. Den geringsten Evenness-Wert hatten die Felder mit Futtererbsen, während sich die Gerste nicht von den Weizenfeldern und den naturnahen Flächen unterschied. Artenspektrum 14 Carabiden-Arten wurden 2005 auf Hof Ritzerau signifikant häufiger, sieben Arten dagegen seltener (Tab. 3). Die Steigerung der Aktivitätsdichte hatte sich für einige Arten bereits in der Umstellungspha- se angedeutet, so z.B. bei A. dorsalis. Für andere Arten, deren Quellbiotope im Grünland, Brachen oder der Duvenseebach-Niederung liegen, war die Aktivitätsdichte im regenreichen Jahr 2002 hoch und im sehr trockenen Jahr 2003 gering, so dass während der Phase I kein Trend erkennbar war. Beispiele sind A. muelleri, P. cupreus und C. granulatus. Auf den Feldern traten acht Carabiden mit höherer Aktivitätsdichte auf als zuvor, während P. melanarius und zwei weitere Arten nicht mehr so zahlreich erfasst wurden. Für sechs Arten war kein Verbrei- tungsschwerpunkt zu ermitteln. Von diesen steigerten die bisher nur wenig häufigen Laufkäfer Amara plebeja, A. familiaris, Bembidion properans und B. lampros ihre Aktivitätsdichte nahezu um das zehn- fache. Auch H. affinis, der während der Phase I zu den Ackerbegleitarten zählte und eine von zwei Indikatorarten für extensive Bereiche und ökologische Felder war, wurde 2005 mit 1146 Individuen häufiger nachgewiesen als von 2001 bis 2003 mit 137 bis 254 Individuen. Vier hygrophile Arten kamen 2005 mit geringerer Aktivitätsdichte vor, Limodromus assimilis und Pte- rostichus niger in den naturnahen Flächen und Nebria brevicollis und Notiophilus biguttatus, die keine nachweisbaren Schwerpunkte hatten. Die naturnahen Flächen bevorzugten 47 der 100 nachgewiesenen Arten im Jahr 2005. Sie wiesen bereits in der Phase I ihren Verbreitungsschwerpunkt in den Brachen, Söllen und Knicks auf.

32 Teilprojekt Zoologie III

Tab. 3: Laufkäfer-Arten, die 2005 mit höherer oder geringerer Aktivitätsdichte als 2001 bis 2003 erfasst wurden (Kruskal-Wallis-Median-Test mit p < 0,05).

Zunahme der Aktivitätsdichte

Acker A. dorsalis, A. muelleri, B. tetracolum, C. fuscipes, C. fossor, P. cupreus, P. versicolor, S. signaticornis

naturnahe Flächen -

Indifferent A. familiaris, A. plebeja, B. lampros, B. properans, C. granulatus, H. affinis

Abnahme der Aktivitätsdichte

Acker P. melanarius, L. pilicornis, C. cinctus

naturnahe Flächen L. assimilis, P. niger

Indifferent N. brevicollis, N. biguttatus

Einfluss der Feldgröße Der Abstand zum Feldrand war unter der konventionellen Bewirtschaftung einer der wesentlichen Faktoren für die Besiedlung der Ackerfläche durch die Laufkäfer, da sich sowohl die Artenzahl wie auch die Artenvielfalt mit zunehmender Entfernung vermindert hatten. Am deutlichsten konnte dieser Effekt im Jahr 2001 bei der ausschließlich konventionell-intensiven Betriebsweise durch den Altpäch- ter beobachtet werden (Abb. 4). In den Jahren 2002 und 2003, nach Umstellung erster Teilflächen zum ökologischen Anbau und der Extensivierung auch konventioneller Teilschläge durch den Verzicht auf Insektizide, war die Artenzahl der naturnahen Flächen zwar erneut höher als die des Ackers, allerdings wurden bis 30 m Feldtiefe mehr Arten als zuvor nachgewiesen, so dass sich der Randbereich der Äcker hinsichtlich der Artenzahl in beiden Jahren weder von den ungenutzten Habitaten noch von den weiter vom Feldrand entfernt liegenden Acker-Standorten unterschied. 2002 war die Artenzahl umso geringer, je weiter eine Bodenfalle vom Feldrand entfernt stand. Im Jahr 2003 wurden auf dem Acker ab einer Entfernung von 30 Metern zum Feldrand gleich bleibend wenig Arten nachgewiesen. Im Jahr 2005 blieb die Artenzahl der Ackerstandorte, unabhängig von der Distanz zum Feldrand, auf dem hohen Niveau der naturnahen Flächen (Abb. 4). Diese positive Entwicklung war auch bei der Artenvielfalt zu erkennen (Abb. 5). Zu Beginn der Unter- suchung 2001 konnte mit steigendem Abstand zum Feldrand ein sukzessiver Rückgang zwischen den Entfernungsklassen beobachtet werden. 2002 ging die Artenvielfalt bei zunehmender Feldtiefe zwar zurück, im Gegensatz zu 2001 unterschieden sich die Standorte bis 30 m Feldtiefe weder von denen außerhalb des Ackers noch von denen der 60 m-Klasse. 2003 war nur ein Gegensatz zwischen der hohen Diversität in den naturnahen Flächen und der geringeren auf dem Acker zu ermitteln. 2005 wirkte sich die Feldgröße erstmalig nicht auf die Diversität der Laufkäfer aus. Die Artenvielfalt der Laufkäfer war auf dem Acker ebenso hoch wie in den naturnahen Flächen. Zwölf Carabiden kamen 2005 auf dem Acker in höherer Aktivitätsdichte vor als in den naturnahen Flächen (Mann-Whitney-U-Test mit p < 0,05), zehn von ihnen bevorzugten bestimmte Feldzonen. Calathus fuscipes, Poecilus versicolor und der gefährdete Semiophonus signaticornis traten zum ersten Mal auf dem Acker mit signifikant höherer Abundanz auf. C. nemoralis trat dagegen in den ungenutzten Habitaten am häufigsten auf und wurde auf dem Acker in abnehmender Aktivitätsdichte bis 60 m entfernt vom Feldrand noch regelmäßig nachgewiesen (Tab. 4). Der Aktionsradius dieses

33 Teilprojekt Zoologie III

2001 2002 40 40 A Median 25%-75% Min-Max A Median 25%-75% Min-Max

30 B 30 AB BC B BC B B C Artenzahl [n] Artenzahl 20 [n] Artenzahl 20

10 10

0 0 0 30 60 120 240 0 30 60 120 240 2003 2005 40 40 Median 25%-75% Min-Max Median 25%-75% Min-Max A 30 AB 30 B B B Artenzahl [n] 20 Artenzahl [n] 20

10 10

0 0 < 0 30 60 120 240 < 0 30 60 120 240 Abstand Feldrand [m] Abstand Feldrand [m]

Abb. 4: Artenzahlen der Laufkäfer in den Jahren 2001 bis 2005 in Abhängigkeit von der Distanz zum Feldrand. < 0 m: Standorte in naturnahen Flächen; Signifikante Unterschiede sind durch verschiedene Buchstaben gekennzeichnet (Kruskal-Wallis-Median-Test mit p > 0,001).

2001 2002

] 4 ] 4 S S Median 25%-75% Min-Max H Median 25%-75% Min-Max H A A 3 3 AB C B BC BC C C 2 C 2 Artenvielfalt [ Artenvielfalt [ Artenvielfalt 1 1

0 0 0 30 60 120 240 0 30 60 120 240 2003 2005

] 4 ] 4 S Median 25%-75% Min-Max S Median 25%-75% Min-Max H H A 3 B B 3 B B 2 2 Artenvielfalt [ Artenvielfalt [ Artenvielfalt 1 1

0 0 < 0 30 60 120 240 < 0 30 60 120 240 Abstand Feldrand [m] Abstand Feldrand [m]

Abb. 5: Artendiversität der Laufkäfer in den Jahren 2001 bis 2005 in Abhängigkeit von der Distanz zum Feldrand. < 0 m: Standorte in naturnahen Flächen; Signifikante Unterschiede sind durch verschiedene Buchstaben gekennzeichnet (Kruskal-Wallis-Median-Test mit p > 0,001).

34 Teilprojekt Zoologie III

Laufkäfers hat sich im Vergleich zum Zeitraum von 2001 bis 2003 um weitere 30 Meter in die Felder hinein verlagert. C. granulatus, der während der Phase I ebenfalls die naturnahen Flächen bevorzugte und mit abnehmender Aktivitätsdichte bis 120 m Feldtiefe nachgewiesen wurde, kam 2005 überall auf dem Acker häufig und ohne einen bestimmten Verbreitungsschwerpunkt vor. B. tetracolum und A. similata bevorzugten die Zone bis 30 m vom Feldrand entfernt, während P. versicolor eine Präferenz für den Bereich bis 120 m Abstand zum Feldrand zeigte. P. melanarius, der bislang mit zunehmendem Randabstand häufiger wurde, wies 2005 keinen Vorzugsbereich innerhalb des Entfernungsgradienten auf. Auch A. muelleri und P. cupreus bevorzugten den gesamten Acker. T. quadristriatus hatte an Standorten außerhalb des Ackers und am weitesten vom Feldrand entfernt die geringste Aktivitätsdichte und wurde in der Zone bis 120 m Feldtiefe am häufigsten erfasst. C. fossor, A. dorsalis und S. signaticornis hatten ihren Schwerpunkt in den Klassen bis 120 m, bis 240 m oder in beiden. Tab. 4: Mediane (Ind./100Ft) für die Entfernungsgruppen der Laufkäfer auf den Ackerflächen. Ver- schiedene Buchstaben markieren signifikante Unterschiede mit p < 0,05 nach dem Kruskal-Wallis- Median-Test.

Abstand Feldrand [m] < 0 bis 30 bis 60 bis 120 bis 240

C. nemoralis A 1,0 AB 0,6 BC 0,0 C 0,0 C 0,0

B. tetracolum B 6,2 A 11,8 AB 10,5 AB 7,1 AB 10,8 A. similata B 0,0 A 0,5 AB 0,4 AB 0,5 AB 0,4 P. versicolor B 0,0 A 1,5 A 1,1 A 1,3 AB 0,9 P. melanarius B 5,2 A 12,5 A 13,8 A 12,4 A 16,2 A. muelleri B 0,0 A 9,3 A 11,0 A 10,6 A 12,4 P. cupreus B 0,0 A 2,9 A 3,7 A 5,3 A 6,0 T. quadristriatus B 1,0 AB 3,0 AB 2,4 A 4,3 B 3,2 C. fossor B 0,0 AB 0,9 AB 0,6 A 1,0 AB 0,6 A. dorsalis B 3,6 AB 13,6 AB 12,7 A 18,4 A 17,5 S. signaticornis B 0,0 AB 0,0 AB 0,0 AB 0,3 A 0,7

Dominanzspektrum Unter der konventionellen Betriebsweise 2001 konnte noch eine einseitige Artenzusammensetzung auf den Feldern festgestellt werden (Abb. 6). P. melanarius war mit 57,5 % eudominant, T. quadristriatus mit 8,6 % subdominant und B. tetracolum, L. pilicornis und A. dorsalis traten subrezedent auf. Mit der Umstellung erster Teilflächen 2002 und 2003 änderte sich an der Eudominanz von P. melanarius nichts, es steigerte sich aber die Aktivitätsdichte von Grünlandarten wie A. muelleri, C. granulatus oder P. cupreus. Auch typische Laufkäfer der trockenen und offenen Äcker wie A. dorsalis und H. affinis wurden oft nachgewiesen. Insgesamt prägte P. melanarius während der Phase I die Felder. Dabei erreichte der Käfer im Norden der Hoffläche die höchste Dominanz. Mit der Average- Cluster-Analyse konnten für diesen Zeitraum 18 Ackergemeinschaften und acht Gemeinschaften der naturnahen Flächen identifiziert werden. In 15 der 18 Ackergemeinschaften war der P. melanarius zwischen 31,6 und 70,1 % eudominant und in 14 Gemeinschaften die häufigste Art. Selbst in fünf von acht Gemeinschaften der naturnahen Flächen war die Art mit 10,0 bis 18,9 % Häufigkeit dominant. 2005 hat sich das Dominanzspektrum des Ackers grundlegend gewandelt, weil keine Art auf dem Acker eudominant auftrat (Abb. 6). Drei Carabiden waren dominant, A. dorsalis als häufigste Art mit 14,7 %, P. melanarius mit 12,7 % und A. muelleri mit 10,8 %, sechs Arten subdominant bis –rezedent.

35 Teilprojekt Zoologie III

Mit der Average-Cluster-Analyse wurden für das Untersuchungsjahr 2005 vier Gemeinschaften für die Nutzfläche und zwei für die naturnahen Flächen ermittelt. Nur in einer kleinen Ackergemeinschaft mit 34 Standorten hauptsächlich im Nordosten der Hoffläche kam P. melanarius 2005 als häufigste Art dominant vor. Die übrigen Gemeinschaften wurden durch B. tetracolum, A. muelleri oder A. dorsalis dominiert.

Abb. 6: Veränderung der Dominanzspektrums der Laufkäferfauna am Beispiel der häufigsten Arten auf der Ackerfläche zwischen 2001 und 2005. Werte: Median [%], Anzahl Standorte 2001: 133, 2002/2003: 140, 2005: 138.

3 Diskussion Die Artenzahl der Laufkäfer auf dem Acker hat sich im Vergleich zu den bisher untersuchten Jahren nicht verändert. Nach einem Rückgang im sehr trockenen Jahr 2003 konnten 2005 trotz geringerer Fallenstandzeiten so viele Arten nachgewiesen werden wie in den Jahren 2001 und 2002 mit über- durchschnittlich viel Regen. Offenbar hatte die Umstellung zum ökologischen Anbau bislang keinen Effekt auf die Gesamtartenzahl. Eine Zunahme zwei Jahre nach der Umstellung war aufgrund der geringen Ausbreitungsgeschwindigkeit vieler Laufkäfer nicht zu erwarten. Zudem verhindert die isolier- te Lage der Hoffläche, an die lediglich zwei andere Felder angrenzen, eine rasche Neubesiedelung durch neue Arten. Auch IRMLER (2003) konnte sieben Jahre nach der Umstellung von Äckern in Ost- Holstein keine signifikanten Unterschiede in der Artenzahl benachbarter konventioneller und ökologi- scher Felder feststellen, sondern erst 30 Jahre später. Sehr positiv hat sich die Umstellung auf die Artenvielfalt der Laufkäfer auf dem Acker ausgewirkt. Dort erreichte der Shannon-Weaver-Index Durchschnittswerte, die bislang Standorten in ungenutzten Habi- taten entsprachen. Der Anstieg der Diversität auf der Ackerfläche erklärt sich durch die Zunahme der Aktivitätsdichte sowohl von meso-hygrophilen Arten aus dem feuchten bis frischen Grünland wie von wenigen Arten aus trockenen, offenen Habitaten. Die Ausbreitung dieser Arten kann durch mehrere Faktoren unterstützt worden sein: 1) Dem Verzicht auf Pflanzenschutzmittel. Vor allem Arten, die als Imagines überwintern und früh im Jahr in die Felder einwandern, sind durch Insektizideinsatz gefähr- det (BÜCHS et al. 1999). 2) Die geringe Halmdichte in den ökologischen Feldern, die für mehr Licht, höhere Temperaturen und weniger Feuchtigkeit an der Bodenoberfläche sorgt (HONĔK 1988, BASE- DOW & RZEHAK 1988). So sind die meisten Arten, die ab 2001 in der Häufigkeit zugenommen haben,

36 Teilprojekt Zoologie III

durch ihre metallisch-bunte Oberfläche als potentiell tagaktiv und zumindest wärmetolerant ausgewie- sen. 3) Der Unterwuchs der Wildkräuter, der Schutz vor Feinden bietet, die Böden vor Austrocknung schützt und für samenfressende Arten Nahrung bieten. Die Feldgröße wirkte sich 2005 im Unterschied zur Phase I weder auf die Artenzahl noch auf die Ar- tenvielfalt der Laufkäfer aus. Offenbar ist der Acker für etliche Arten durchlässiger geworden, denn der deutliche Rückgang von Artenzahl und –vielfalt bereits auf den ersten Metern der Ackerfläche, wie er noch 2001 zu beobachten war und wie er auch durch andere Untersuchungen bestätigt wurde (z.B. SCHRÖTER & IRMLER 1999, HOLLAND et al. 1999, FOURNIER & LOREAU 2001), konnte zwei Jahre nach der Umstellung der letzten Teilflächen nicht beobachtet werden. Wahrscheinlich ähnelt die vertikale Struktur der ökologischen Getreidefelder mit ihrem heterogenen Unterwuchs aus Wildkräutern dem Grünland. Die Felder mit Kleegrasbrachen sind dem Grünland noch ähnlicher, so dass Laufkäferarten aus diesen Quellbiotopen die Felder nicht als eine Barriere wahrnehmen. Der Süden der Hoffläche hat sich bislang durch höhere Artenzahlen und -vielfalt ausgezeichnet, was auf die Vielzahl der dort vorhandenen Sölle, Randstreifen und Knicks zurückgeführt wurde (SCHRÖTER 2009). Diese naturnahen Habitate am Rand von Feldern und Straßen werden zur Überwinterung und als Ausbreitungskorridore genutzt und haben in der heutigen ausgeräumten Landschaft eine wichtige Funktion zur Biotopvernet- zung (z.B. MADER 1984, HINGST 1991). Möglicherweise sind derartige Strukturen für die Ausbreitung von Laufkäfern in der ökologischen Landwirtschaft nicht von so großer Bedeutung wie in der konventionellen. Die Verbesserung der Artenvielfalt auf dem Acker wird am Beispiel der häufigen Ackerarten deutlich. 2001 kamen nur vier Laufkäferarten mindestens subrezedent auf dem Acker vor, während es 2002 und 2003 sieben und 2005 acht Arten waren. 2005 war kein Laufkäfer eudominant häufig. Mit der Umstellung und dem Verzicht auf Insektizide in den konventionellen Schlägen ab 2002 wurde das Artenspektrum auf dem Acker ausgewogener. Dieser Anstieg der Diversität wurde durch bereits auf Hof Ritzerau vorhandene Arten verursacht, die unter dem intensiv-konventionellen Anbau 2001 zwar stetig, aber wenig häufig waren. Nur für den während der Phase I eudominant vorkommenden P. melanarius konnte ein signifikanter Rückgang der Aktivitätsdichte ab 2002 festgestellt werden. P. melanarius dominiert auf vielen Intensiv-Anbauflächen mit lehmigen bis sandig-lehmigen Böden Nord- und Mitteleuropas das Artengefüge (z.B. HANCE et al. 1990, SCHRÖTER & IRMLER 1999, PURVIs et al. 2001). T. quadristriatus, der als einziger Laufkäfer konventionelle Intensivkulturen bevorzugt (z.B. HOKKANEN & HOLOPAINEN 1986), kam 2005 nicht mehr oder weniger häufig vor als während der Phase I. Vielmehr schien seine Aktivitätsdichte auf der Hoffläche von der Niederschlagsmenge abhängig zu sein, da er in regenreichen Jahren signifikant seltener war als in trockenen. B. tetracolum, A. dorsalis, A. muelleri, P. cupreus und H. affinis sind seit der Umstellung häufiger geworden und bestimmten 2005 in unterschiedlicher Verteilung die Ackergemeinschaften. B. tetracolum wurde unter ökologischer Bewirtschaftung und in Brachen häufig nachgewiesen (SHAH et al. 2003), kann aber auch bei konventioneller Bewirtschaftung hohe Aktivitätsdichte erreichen (DÖRING & KROMP 2003, IRMLER & GÜRLICH 2004). Auf Hof Ritzerau kam B. tetracolum während der Phase I in Gemein- schaften der naturnahen Flächen und des ökologischen Anbaus am häufigsten vor. Er wurde durch die TWINSPAN-Analyse zur Indikatorart der Feldränder bestimmt und war negativ mit der Feldgröße korreliert. B. tetracolum scheint vom ökologischen Anbau zu profitieren, da der Käfer 2005 so häufig wie nie zuvor war und in drei Ackergemeinschaften und in der Gemeinschaft „Brache“ dominant, in der vierten Ackergemeinschaft subdominant auftrat. A. dorsalis und A. muelleri haben am stärksten vom extensivierten Anbau profitiert. Beide Arten kamen noch 2001 lediglich subrezedent vor. Mit der Zunahme der Aktivitätsdichte von A. dorsalis seit dem Jahr 2002 lag sein Verbreitungsschwerpunkt im Süden der Hoffläche. Seit 2005 ist er auf der gesamten Hoffläche verbreitet und sehr häufig. A. dorsalis ist typisch für kleinflächige Äcker und präfe- riert offene, trocken-sandige Habitate (IRMLER & GÜRLICH 2004), was seine hohe Aktivitätsdichte auf den südlichen Schlägen erklären würde. Er überwintert vergraben im Boden in Hecken und Brachen 37 Teilprojekt Zoologie III

am Rand von Feldern (MAUDSLEY et al. 2002), wurde unter ökologischem Anbau häufiger nachgewiesen (z.B. PFIFFNER & NIGGLI 1996), reagiert als Frühjahrsart empfindlich auf Insektizide (BASEDOW & MIELKE 1997) und ist Jäger von Blattläusen, Collembolen und verschiedenen Mückenlarven (BASEDOW 1994, WARNER et al. 2008). A. muelleri ist in Schleswig-Holstein im Grünland und auf Äckern weit verbreitet und gilt als meso- hygrophil und azidophob (IRMLER & GÜRLICH 2004). Aufgrund dieser Eigenschaften ist die Art unter ökologischem Anbau zahlreicher als unter konventionellem (z.B. IRMLER 2003, DÖRING & KROMP 2003). Die Aktivitätsdichte von A. muelleri hat seit der Umstellung zugenommen; 2005 war der Käfer die dritthäufigste Art der Hoffläche. P. cupreus und H. affinis wurden in der Phase I den Acker-Begleitarten zugeordnet, da sie in den A- ckergemeinschaften nie häufiger als subrezedent auftraten. Beide Arten wurden durch die Zusam- menfassung der TWINSPAN-Analyse als potentielle Leitarten für den ökologischen Acker genannt (SCHRÖTER 2009). Die Quellbiotope dieser Arten sind unterschiedlich, obgleich beide Arten noch 1977 von THIELE zu den typischen Ackerarten in Europa gezählt wurden. IRMLER & GÜRLICH (2004) führen H. affinis als eine der Leitarten sandiger Äcker, die aber zahlreich auch an anderen trockenen und sandigen Habitattypen anzutreffen ist. P. cupreus ist dagegen meso-hygrophil und daher nicht in trocken-sandigen Äckern oder Wiesen anzutreffen, häufig dagegen im feuchten Wirtschaftsgrünland und in Feldern. Beide Laufkäfer gehörten 2005 erstmals zu den häufigen Feldarten.

4 Zusammenfassung Die deutliche Verbesserung der Artenvielfalt auf den Feldern von Hof Ritzerau wurde durch die Zu- nahme der Aktivitätsdichte von bereits im Untersuchungsraum vorhandenen Arten bewirkt. Besonders hervorzuheben ist, dass 2005 die Entfernung zum Feldrand weder für die Artenzahl noch für die – vielfalt von Bedeutung war. Ein so zügig eintretender Effekt der Umstellung zur ökologischen Be- triebsweise war nicht zu erwarten gewesen, denn PFIFFNER & LUKA (2003) halten nach ihren Untersu- chungen eine fünfjährige Frist für die Bewertung der Folgen der Umstellung geboten. Möglicherweise ist die Bedeutung von naturnahen Strukturen an den Feldrändern als Ausbreitungskorridore im ökolo- gischen Anbau weniger von Bedeutung, da die Carabiden die Felder nicht länger als Barriere wahrnehmen. Die gleichbleibend hohen Artenzahlen und hohe Artenvielfalt unabhängig von der Entfernung zum Feldrand unterstützen diese Hypothese, die allerdings durch eine ausreichend lange Proben- nahme auf der Hoffläche statistisch abgesichert werden sollte. Die Prognose zum Ende der Phase I, dass Arten wie A. muelleri, A. dorsalis, H. affinis und P. cupreus auf der Hoffläche häufiger werden, hat sich 2005 bestätigt. Diese Laufkäfer haben die Quellbiotope im Grünland oder in trockenen, offenen Habitaten, wie sie z.B. am Ackerrand zu finden sind. Drei Arten, P. melanarius, L. pilicornis und Calathus cinctus, wiesen 2005 eine Abnahme der Aktivitätsdichte auf. Der Abundanzrückgang von L. pilicornis kann mit der Aufgabe des Rapsanbaus zusammenhängen, dort war die Art in der Phase I am häufigsten erfasst worden. Der Rückgang des ehemals eudominan- ten P. melanarius hatte keine negativen Auswirkungen, da die Individuenzahlen der Laufkäfer trotz des kürzeren Beprobungszeitraumes das Niveau des Jahres 2002 mit den bisher meisten Individuen erreichten. 5 Literatur

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38 Teilprojekt Zoologie III

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39 Teilprojekt Zoologie III

Die Entwicklung der Brutvogelwelt auf Hof Ritzerau

Bearbeiter: Bernd Koop

1 Einleitung In einem biologischen Monitoring steigt mit der Zahl der Untersuchungsjahre die Sicherheit, tatsächli- che Veränderungen von Jahr zu Jahr auftretenden Schwankungen zu trennen, die bei Tierpopulatio- nen weit verbreitet sind. Das neunte Untersuchungsjahr zu den Auswirkungen der Betriebsumstellung auf die Vogelwelt der Ackerfluren schließt an die Untersuchungen von 2001 bis 2008 an. 2009 bestand die Möglichkeit, im Zuge des Monitorings in EU- Vogelschutzgebieten die Bestände der Duven- seebachniederung nach 2001 erneut zu erfassen.

2 Methode Um die langjährige Vergleichbarkeit der Ergebnisse zu gewährleisten, erfolgt die Erfassung der Brut- vögel standardisiert nach der Methode der Original-Siedlungsdichte (Bibby et al. 1995). Auf 9 Bege- hungen des gesamten Geländes zur Brutzeit (26.3. März bis 19. Juli) wurden alle Vogelvorkommen mit Revier- oder Brutverhalten in Karten eingetragen, aus denen anschließend über die „Papierrevie- re“ Bestände und Verteilung abgeleitet wurden.

Die hier dargestellte Artenauswahl beschränkt sich wiederum auf die Brutvögel der Ackerflächen, umfasst also auf folgende Vogelarten: Wachtel, Rebhuhn, Kiebitz, Feldlerche, Schafstelze, Wiesenpie- per, Braunkehlchen, Sumpfrohrsänger, Dorngrasmücke und Rohrammer, ergänzt um Registrierung seltenerer Arten wie Neuntöter oder Grauammer.

Der Bruterfolg von Feldlerche und Schafstelze wurde zumeist über Futter tragende Altvögel ermittelt. Damit kann im günstigsten Fall der Anteil erfolgreicher Bruten insgesamt ermittelt werden. Bei beiden Arten erfolgte die Ermittlung des Bruterfolgs anhand von Teilpopulationen (Feldlerche) oder anhand des gesamten Bestandes (Schafstelze).

Alle Daten werden in das Fundpunktprogramm WinArt des LANU Schleswig-Holstein eingegeben, wodurch alle Reviere exakt georeferenziert sind. Zusätzlich zu den bisherigen Erfassungen wurden die Brutbestände der angrenzenden Wälder, der Duvenseebachniederung und des Ritzerauer Hofsees erfasst. Die Ergebnisse der Bestandserfassun- gen in der Duvenseebachniederung werden ergänzend dargestellt.

Definitionen: Als „wahrscheinlich brütend“ (schwarze Punkte der Artkarten) wird ein Vorkommen ge- wertet, wenn es so lange bestand, dass eine Brut rechnerisch stattfinden konnte, also etwa vier Wo- chen. Als „länger besetzt“ (rot) werden Vorkommen bezeichnet, in denen zumindest ein Brutversuch stattfinden konnte, also über mindestens zwei Wochen/ auf zwei nacheinander erfolgten Kartierdurch- gängen. Hier sind theoretisch Brutversuche möglich. „Kurzfristig besetzt“ (weiß) sind einmalige Regist- rierungen, wahrscheinlich ohne Brutversuch.

Erfassungstermine: 26.3., 9.4., 16.4., 24.4., 12.5., 25.5., 10.6., 24.6., 2.7., 14.7., 27.7.2009.

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3 Witterung Im Jahr 2009 entwickelte sich das Frühjahr deutlich später als 2008, so dass auch die Erfassungster- mine entsprechend angepasst werden mussten. Die Monate März bis Mai waren extrem trocken und überdurchschnittlich warm. Dies galt ebenso für die erste Hälfte Juni. Nach Mitte Juni gab es verstärkt Niederschläge, eine unterdurchschnittliche Sonneneinstrahlung und unterdurchschnittliche Tempera- turen. Es gab keine durch stehendes Wasser bedingte

Kahlstellen, keine Überschwemmungen oder Starkregenereignisse, die erheblichen Einfluss auf den Bruterfolg haben können.

4 Anbaufrüchte 2009 wuchs auf Dachsberg und Hellberg Kleegras, welches im Juni gemäht wurde und ab 14.7. im Nordteil beweidet. Auf den Teilflächen Fuchsberg, Abendrade und Koppelbusch wurde Winterroggen angebaut, im Mühlenschlag Wintergetreide und auf dem Seekamp Sommerweizen, im mittleren Teil Erbsen und Hafer, Wintergetreide hat damit wiederum den höchsten Flächenanteil (Abb. 1).

Brachen gab es keine, am Waldrand zum Peperland ist eine Fläche für die versuchsweise Waldrand- beweidung abgezäunt worden.

Phänologische Daten: Beikrautbekämpfung durch Striegeln erfolgte wiederum vor allem Mitte April, etwas früher als 2008. Mahd der Kleegrasflächen: Dachsberg 20.-22.6., am 24.6. abgeräumt, Hellberg am 24.6. gemäht, Begrünung der Kahlflächen ab Mitte Mai.

Aufwuchs des Winterroggens (Fuchsberg): 24.4. 25 cm, hoch, 13.5. 0,80- 1m, 10.6. 1,3 bis > 1,5 m.

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Abb. 1: Anbaukulturen auf Hof Ritzerau 2009

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Auch 2009 herrschte ein Anbau von Wintergetreide vor, insbesondere von Winterroggen (WROG). Auf den übrigen Flächen wuchsen Kleegras (KLE), Erbsen (ERB) und Winterweizen (WW). Auf dem Fuchsberg gab es nach der Sommerweizen Winterroggen. Nach dem Wintergetreideanbau 2008 wurde auf dem Dachsberg Kleegras eingesät, auf Ackerbohnen (Abendrade) folgte Winterroggen.

5 Ergebnisse 2009 wurden insgesamt 111 Brutpaare von Vogelarten der Ackerhabitate ermittelt (Tab. 1). Der höchste Bestand der Feldlerche mit maximal 48 gleichzeitig besetzten Revieren wurde am 10.6. erreicht. Der Bestand der Schafstelze hat sich auf 30 Reviere weiter deutlich erholt und erreichte den zweithöchsten Bestand im gesamten Untersuchungszeitraum. Mit maximal 4 gleichzeitig rufenden Wachtel-Männchen wurde bei dieser Art ein durchschnittlicher Bestand ermittelt. Erstmals gab es längere Zeit wieder ein beständiges Rebhuhn-Revier. 2 Kiebitzpaare unternahmen mehrere Brutver- suche, die allesamt erfolglos endeten. Nach 2006 sang erneut 1 Grauammer über längere Zeit (Tab. 1). Tab. 1: Maximale Revierzahlen der Brutvögel auf den Ackerflächen von Hof Ritzerau 2001-2009

2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 Rebhuhn 2 1 1 1 1 1 0 0 1 Wachtel 1 5 3 4 2 6 3 3 4 Kiebitz 0 2 3 2 2 3 3 4 2 Feldlerche 9 13 17 35 33 36 52 64 51 Schafstelze 21 26 38 26 19 9 17 23 30 Wiesenpieper 1 0 0 0 0 0 0 0 0 Braunkehlchen 10 0 0 2 2 1 1 0 0 Sumpfrohrsänger 0 1 1 1 1 2 2 2 3 Dorngrasmücke 1 2 2 1 3 2 2 2 8 Neuntöter 2 2 3 Grauammer 0 0 0 0 0 1 0 0 1 Goldammer 5 4 6 Rohrammer 4 4 2 4 4 3 4 1 2 49 54 67 76 67 64 91 105 111

5.1 Die einzelnen Arten

Wachtel Coturnix coturnix Auch 2009 war landesweit nur ein mäßig starkes Einflugjahr mit weit gestreuter Verteilung (OAG-SH), und 4 Reviere wurden auf Hof Ritzerau ermittelt. Wachteln konnten bisher in jedem Jahr nachgewiesen werden, was sich auch 2009 fortsetzte.

Rebhuhn Perdix perdix Es bestand erstmals wieder ein Revier über längere Zeit. Bruterfolg wurde bis Ende Juli nicht beobachtet. Das Gebiet weist aber für das Rebhuhn gut geeignete Lebensbedingungen auf.

Kiebitz Vanellus vanellus 2009 siedelten sich 1 P auf dem Koppelbusch und 1 P auf der Stutenkoppel an. Beide Paare gaben hier frühzeitig auf und siedelten sich im Grünland der Duvenseebachniederung an. Ein Paar hatte dort Schlupferfolg, aber brachte keine Junge zum Ausfliegen.

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Abb. 2: Brutreviere des Kiebitzes auf den Flächen von Hof Ritzerau 2009. Beide Kiebitzpaare siedelten nach dem ersten erfolglosen Brutversuch in die Niederung um.

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Feldlerche Alauda arvensis Der Feldlerchenbestand erreichte 2009 mit 52 Rev. den dritthöchsten Bestand. Am 10.6. wurden 48 gleichzeitig besetzte Reviere kartiert. Aus 29 Revieren lagen Bruthin- und -nachweise vor, 22 Reviere waren über mind. 3 Wochen besetzt, in denen eine Brut möglich oder wahrscheinlich war und nur 1 Rev. war nur kurzzeitig besetzt (Abb. 3). Die Verteilung der Reviere war ausgeglichener als in den Vorjahren. Stärkere Hanglagen und ein waldnaher Streifen von etwa 150-200 m Abstand zum Wald blieben wieder arttypisch unbesiedelt. Die Besiedlung begann wieder wie in den vorangegangenen Jahren auf den mit kurzer Vegetation bestockten Flächen, also im Kleegras/Gras (9 Rev. am 26.3.) sowie im Wintergetreide (13 Rev. am 26.3.). Sommergetreideschläge sowie Erbsenschläge wurden erst im Mai und Juni mit Erreichen einer Deckung spendenden Vegetation besiedelt.

40 Anzahl Rev 30

0 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009

maximale Revierzahl l nger besetzt/Brut

Abb. 3: Entwicklung des Bestandes der Feldlerche von 2001 bis 2009 auf Hof Ritzerau. Bereits mit Beginn der Umstellung (2002) steigt der Anteil länger besetzter Reviere.

45 Teilprojekt Zoologie III

Abb. 4: Reviere der Feldlerche auf Hof Ritzerau 2009.

46 Teilprojekt Zoologie III

Schafstelze Motacilla flava Brutphänologie der Schafstelze Der Bestand der Schafstelze ist nach dem Tiefpunkt 2006 weiterhin deutlich angestiegen und hat 2009 den zweithöchsten Bestand seit 2001 erreicht. Maximal konnte am 24.6. 19 Reviere gleichzeitig erfasst werden, der Gesamtbestand erreichte 30 Reviere zuzüglich 1-2 nur kurzzeitig besetzte Revie- re. Die erste fütternde Schafstelze wurde am 17.6. beobachtet, die meisten aber erst Anfang Juli. Noch am 19.7. fütterten mehrere Paare, so dass mit dem geplanten Erntebeginn am 20.7. nicht alle Bruten abgeschlossen waren. Auffallend ist die Konzentration der Brutreviere auf den Nordteil des Gebietes.

Tab. 3: Anzahl der Reviere und erfolgreichen Bruten der Schafstelze 2009

2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 maximale Revierzahl 21 26 38 26 19 9 17 23 30 erfolgreiche Brut 11 13 18 14 12 3 9 12 15 zumindest länger besetzt 7 4 15 11 6 4 7 10 13 aufgegebene Reviere 3 (14%) 9 (34%)5 (13%) 1 (4%) 1 (5%) 2 (22%) 1 (6%) 1-2 (4-8%) 2 (6,6%)

Anzahl Rev 15

0 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009

maximale Revierzahl l nger besetzt/ Brut

Abb. 5: Die Bestandsentwicklung der Schafstelze auf den Flächen von Hof Ritzerau 2001 bis 2009. Nach dem starken Bestandsrückgang ist die Wiederzunahme auffällig, die Ursachen dafür aber unklar.

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Abb. 6: Verteilung der Reviere der Schafstelze auf Hof Ritzerau 2009

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Neuntöter Lanius collurio: Es bestanden 3 Rev, in zwei Revieren waren die Bruten mit 3 und 4 Jungen erfolgreich. Weitere Paare siedelten am Rand zur Duvenseebachniederung.

Goldammer Emberiza citrinella: 2008 konnten nur 4 Vorkommen in Knicks ermittelt werden.

Rohrammer Emberiza schoeniclus: 2008 wurden nur 1 Bp im Winterroggen gefunden.

Grauammer Emberiza calandra: nach 2006 gab es erneut ein längeres Gesangsvorkommen.

5.2 Lage der Brutplätze und Bruterfolg Alle Brutplätze von Feldlerche und Schafstelze, die durch Beobachtung der zur Fütterung landenden Altvögel lokalisiert worden sind, befanden sich mitten in den Flächen, zumeist wenige Meter neben Pflegespuren. Sowohl Feldlerchen als auch Schafstelzen landeten wiederholt in den Pflegespuren, liefen zu Fuß in die Vegetation und flogen nach der Fütterung aus der Vegetation heraus. Vögel, die durch die Anwesenheit des Beobachters überrascht worden sind, stiegen direkt aus der Vegetation heraus auf und umflogen warnend den Beobachter. Keiner der Neststandorte befand sich in den 2 m breiten Saumstreifen. Typisch für Arten offener Landschaften ist ein „Sicherheitsabstand“ zu Wald, der bei Feldlerche und Schafstelze mindestens (150) bis 200 m beträgt. Beide Offenlandarten mieden ferner wie bisher die stärker geneigten Hänge. Feldlerchen bevorzugen weiterhin solchen Stellen, die schüttere und/oder niedrige Vegetation aufweisen, neben lichten Kulturen wie Sommergetreide sind dies v.a. Kahlstellen, Störstellen, Pflegespuren, Wege, wie es auch allgemein bekannt ist (u.a. SCHÖN 1999). Vor allem am 10. und 24.6. gab es zahlreiche Nachweise fütternder Feldlerchen und Schafstelzen in den Kleegrasflächen. Wachteln nutzten die Kleegrasfläche samt Randstreifen zur Nahrungssuche, der unbewachsene Weg wurde von Feldlerchen auch zum Baden im Staub genutzt (Gefiederpflege), wie für viele Steppenvö- gel typisch.

5.3 Vögel der Duvenseebachniederung Die erneute Bestandsaufnahme der Brutbestände in der Duvenseebachniederung zeigt einige Verän- derungen. Zugenommen haben Röhrichtarten wie Schwirle und Rohrsänger, während Wiesenpieper und Beutelmeise verschwunden sind (Tab. 4). Die Zunahme ist sicher auf Veränderungen im Gebiet zurückzuführen, die Abnahme zumindest bei der Beutelmeise auf überregionale Entwicklungen, denn die Lebensraumbedingungen sind immer noch ideal. Auch für den Wiesenpieper sind noch geeignete Habitate vorhanden. Bemerkenswert ist das Vorkommen von Neuntöter und Sperbergrasmücke in den dichten Schlehen- hecken am Rand zum Wald Manau.

Tab. 4: Brutbestände (Anzahl Reviere) in der Duvenseebachniederung und dem Ritzerauer Hofsee 2009 im Vergleich mit 2001 2009 2001 Höckerschwan 1 1 Graugans 2 ≥1 Rohrweihe 1 1 Kranich 1 1 Wasserralle 2 2 Wachtelkönig 1 0 Kiebitz 2 0 Kuckuck 1 2 Kleinspecht 1 1

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Wiesenpieper 0 1 Schafstelze 1 0 Nachtigall 6 0? Braunkehlchen 1 2 Rohrschwirl 2 0 Feldschwirl 5 4 Schlagschwirl 3 1 Schilfrohrsänger 2 0 Sumpfrohrsänger 32 20 Teichrohrsänger 5 8 Sperbergrasmücke 1 0 Beutelmeise 0 1 Neuntöter 7 0 Rohrammer 21 19

Die Maxima im Vergleich der Jahre jeweils fett

6 Diskussion Die auch 2009 anhaltende Wiederzunahme der Schafstelze weist darauf hin, dass die Bestandsent- wicklung nicht nur von der Umstellung des Betriebes und die dadurch bedingte Änderung in Anbau- früchten und Strukturen abhängen, sondern von externen Faktoren. Möglicherweise waren die Jahre 2004-2006 großräumig Jahre mit geringeren Beständen. Dies belegt einmal mehr die Notwendigkeit langfristiger Bestandsaufnahmen, wie sie nur selten erfolgen. Neben der Eignung als Brutgebiet für Vogelarten der Ackerlandschaft steht die Funktion als Nah- rungsgebiet im Mittelpunkt, vor allem für Arten, die die Ackerbegleitvegetation nutzen oder im Gebiet Insekten oder Kleinsäuger jagen. Abbild dieser Funktion sind Nahrung suchende Singvögel sowie die Bedeutung als Jagdgebiet für Greifvögel der Umgebung. Gerade Mäusebussard, Rotmilan und Wes- penbussard brüten zwar in Wäldern, sind zur Beutejagd zwingend auf offene Landschaften angewiesen. Verschiedene Untersuchungen aus Schleswig-Holstein zeigen, dass Mäusebussarde vielfach an den Waldrändern brüten, an die sich Grünland anschließt, hingegen solche mit Winterkulturen mei- den. Rotmilane und Wespenbussarde haben zwar große Aktionsradien, die aber nur bedingt helfen, wenn die Landschaft großflächig für die Beutejagd ungeeignet ist.

50 Teilprojekt Zoologie III

Abb. 7: Brutvorkommen von Greifvögeln rund um Hof Ritzerau BF: Baumfalke, HA. Habicht, MB: Mäusebussard, RM: Rotmilan, RW: Rohrweihe, SA: Seeadler, SP: Sperber, TF: Turmfalke, WB: Wespenbussard

Diese Zahlen wurden 2006-2008 ermittelt und 2009 im Wesentlichen bestätigt. Seit der Umstellung des Betriebes auf Biolandbau mit veränderten Kulturen und Fruchtfolgen ist das Gebiet für Greifvögel erheblich attraktiver geworden. Mäusebussarde, Rotmilane und Turmfalken nutzen das Grünland (Kleegrasflächen) zur Mäusejagd. Während der Mahd dieser Flächen kommen Greifvögel aus der weiteren Umgebung hinzu, 2009 zeitweise bis 3 Rotmilan-Paare gleichzeitig, dazu Schwarzmilane und bis zu 6 Weißstörche, denn während der Mahd sind die aufgejagten Kleinsäuger leichter zu er- beuten. Am 14.7.2009 hielt sich ein Schlangenadler in der Duvenseebachniederung auf. Während die Rohrweihe des Ritzerauer Hofsees 2001 noch bis zur Duvenseeniederung und zum Hofsee Nusse zur Nahrungssuche flog, jagt die Rohrweihe nun regelmäßig über den Ackerflächen von Ritzerau. Das Gebiet um Ritzerau gehört zu den artenreichsten Brutgebieten für Greifvögel in Schleswig- Holstein mit 10-11 Brutvogelarten (2003 Wiesenweihe bei Duvensee und 2005-2008 Schwarzmilan mit nicht bekanntem Horststandort) und 4 weiteren Gastarten (Rauhfußbussard, Kornweihe, Merlin und 2009 einmalig Schlangenadler). Für den Schutz der Greifvogelvorkommen ist neben dem Schutz der Horstumgebung vor Störungen insbesondere der Erhalt einer für die Arten nutzbaren offenen Kulturlandschaft erforderlich. Auch dazu kann Ökolandbau einen entscheidenden Anteil leisten. Während für Greifvögel eine frühe Mahd positiv wirkt, verursacht sie unter den Brutvögeln erhebliche Verluste. Die Mahd der Kleegrasflächen ab dem 20.6. verursachte erhebliche Verluste unter den be-

51 Teilprojekt Zoologie III

reits fütternden Schafstelzen und Feldlerchen. Die Größenordung ist schwer abzuschätzen, betraf bis zur Hälfte der Paare auf dieser Fläche. LANG et al. (2007) konnten zeigen, dass im Futterbau etwa 1/3 aller Verluste durch Mahd zustande gekommen ist, was aber in anderen Studien nicht belegt ist. Da die Brutvögel am 10.6. bereits teilweise fütterten, wären die meisten Bruten bis Ende Juni ausge- flogen. Die Untersuchungen der Vorjahre haben gezeigt, dass die Brutvögel einen Abstand von ca. 200 m zum Waldrand einhalten, ebenso wird die Hanglage gemieden. Zukünftig wäre ggf. im Einzelfall zu prüfen, ob die Mahd der Kleegrasflächen zeitlich soweit herausgezögert werden kann, dass zumindest die meisten Bruten abgeschlossen werden können. Hanglagen oder an Wälder angrenzende Flächen können auch früher gemäht werden.

6.1 Perspektiven für Feldvögel in der Agrarlandschaft Die Landwirtschaft erlebt inzwischen eine weitere Intensivierungsstufe: Durch die sich verschärfende Flächenkonkurrenz durch den stark zunehmenden, hoch subventionierten Anbau von Energiepflanzen droht der ökologische Landbau zu einer Nischenwirtschaft zu werden, der im Subventionswettlauf zu unterliegen droht. In Deutschland sind 2007 bereits 3500 Biogasanlagen in Betrieb oder genehmigt, die etwa 350.000 ha Ackerflächen benötigen. Diese Flächen rekrutieren z.T. aus den inzwischen ge- strichenen Flächen der Marktordnungsbrachen, aber auch aus dem zunehmenden Umbruch von Grünland, deutschlandweit 2005 und 2006 insgesamt 47.000 ha (VÖSSING 2007). Auf diesen Flächen wird vorrangig Mais angebaut. Diese Entwicklung wird bereits in wenigen Jahren unübersehbar negative Folgen für Brutvögel der Ackerlandschaften haben, denn Mais ist für Brutvögel durch die späte Bestellung der Flächen Anfang Mai und durch den extrem schnellen Aufwuchs nicht besiedelbar. In den Richtlinien zum Ökolandbau sind keine Vorgaben zum Vogelschutz enthalten. Die bisher positiven Auswirkungen auf die meisten Brutvögel sind vermutlich die Folge einer höheren Fruchtvielfalt und den Verzicht auf synthetischen Dünger und Pestizide. Es ist aber zu befürchten, dass auch im Ökolandbau der Anpassungsdruck zu weiteren Ertragssteigerungen zunehmen wird. Eine intensivere Beikrautbekämpfung oder kürzere Mähintervalle im Kleegras könnten den bisher hohen Bruterfolg verringern, so dass für Vögel optisch attraktive Flächen bei zu geringem Bruterfolg zur ökologischen Falle werden. Für den Erhalt in der Kulturlandschaft lebensfähiger Brutvogelpopulationen ist es daher wesentlich, dass ein ausreichend großes, von den Arten erfolgreich besiedelbares Flächenangebot vorhanden ist. Aus Vogelschutzsicht ist daher ein möglichst großes Mosaik von Anbaufrüchten nebeneinander güns- tiger als die Entwicklung, möglichst viel Wintergetreide anzubauen. Zur Absicherung der bisherigen Erfolge bzw. positiven Ergebnisse müssen Instrumente bzw. Vorgaben formuliert werden, unter denen der Ökolandbau auch zukünftig positive Auswirkungen auf die Brutvogelwelt behalten kann. Etwaige Wirtschaftsnachteile müssen jedoch agrarpolitisch ausgeglichen werden, um ein für den Naturschutz nachteiliges „Wettrennen“ um maximale Gewinne aus der Landbewirtschaftung zu vermeiden. Positive Auswirkungen des Ökolandbaus auf die Populationen von Tier- und Pflanzenarten der Kulturland- schaft müssen daher als Kennzeichen in der Definition einer „Guten fachlichen Praxis“ festgeschrie- ben werden. Im ersten und zweiten Statusbericht „Vögel in Deutschland“ (SUDFELDT et al. 2007, dies. 2008) werden Vogelartengemeinschaften als Indikatoren für die Nachhaltigkeit dargestellt. Die Situati- on für die Vögel der Agrarlandschaft ist derzeit ungünstiger als der Gesamtartenindikator, die Land- wirtschaft entspricht insgesamt derzeit nicht den Vorgaben für eine nachhaltige Nutzung und es ist kein Trend z hin zum Zielwert für 2015 erkennbar.

52 Teilprojekt Zoologie III

7 Ausblick Um die Vergleichbarkeit der Daten über die Jahre zu gewährleisten, soll die Methode bei der Fortset- zung des Brutbestandsmonitorings beibehalten werden. In diesem Jahr ist deutlich geworden, dass der zwischenzeitlich stark gesunkene Bestand der Schaf- stelze wahrscheinlich keine gebietsspezifischen Ursachen hatte, denn die deutliche Wiederzunahme findet unter nahezu unveränderten Anbaubedingungen statt. Diese Erkenntnis unterstreicht den Wert eines langfristigen Monitorings.

8 Zusammenfassung Im 9. Untersuchungsjahr auf Hof Ritzerau haben sich insbesondere die Bestände der Schafstelze weiter erholt und erreichten den höchsten Bestand seit der Betriebsumstellung. Der Bestand der Feld- lerche lag weiterhin auf einem hohen Niveau. Erstmals konnte wieder ein Revier des Rebhuhns registriert werden, zum zweiten Mal bestand ein Gesangsvorkommen der Grauammer. Der Bruterfolg war insbesondere auf den Kleegrasflächen gering, da die Mahd in die Zeit der Jungen- aufzucht (Fütterungzeit) fiel. Verbessert hat sich die Nutzbarkeit der Flächen für Greifvögel der Umgebung. Aufgrund der Kleegras- flächen und der größeren Kulturvielfalt können Greifvögel effektiv Kleinsäuger jagen, was in konventionell genutzten, fast ausschließlich mit Winterungen bestellten Flächen nicht möglich ist. Bemerkens- wert ist ein Nachweis eines Schlangenadlers am 14.7.2009. Die Bestandsentwicklung und der Bruterfolg von Brutvogelarten der Ackerflächen sollen als Monitoring langfristig weiter erfasst werden. Ziel ist die Formulierung von Rahmenbedingungen, unter denen Ökolandbau einen Beitrag zum Naturschutz leistet und die Standard für die Definition einer „guten fachlichen Praxis“ sein sollten.

9 Literatur

BIBBY, J, BURGESS, N.D. & D.A. HILL (1995): Methoden der Feldornithologie. Neumann, Radebeul.

LANG, J., J. GODT, T. FRICKE, Z O´HALLERON-WIETHOLZ & J. HESS (2007): Förderung des Bruterfolgs der Feldlerche Alauda arvensis im ökologischen Feldfutterbau. Vogelwarte 45: 285.

SUDFELDT, C., R. DRÖSCHMEISTER, C. GRÜNEBERG, A. MITSCHKE, H. SCHÖPF & J. WAHL (2007): Vögel in Deutschland 2007. DDA, BfN, LAG VSW, Münster.

SUDFELDT, C., R. DRÖSCHMEISTER, C. GRÜNEBERG, A. MITSCHKE, H. SCHÖPF & J. WAHL (2008): Vögel in Deutschland 2008. DDA, BfN, LAG VSW, Münster.

VÖSSING, A. (2007): Brot oder Benzin. Flächenkonkurrenz zwischen Lebensmitteln und nachwachsen- den Rohstoffen. Naturschutz und Landschaftsplanung 39: 377-383.

53 Teilprojekt Zoologie IV

Erfassung der Amphibien unter Einbeziehung der Laich- und Landhabitate

Bearbeiter: Christian Winkler

1 Einleitung Seit dem Jahr 2007 werden die Kleingewässer auf Hof Ritzerau im zweijährigen Turnus auf ihre Am- phibienbestände hin untersucht. Im Jahr 2009 erfolgte erneut eine entsprechende Amphibienkartie- rung. Die Ergebnisse werden im Folgenden dargestellt. Darüber hinaus wird auf die Effekte der an den Kleingewässern durchgeführten Sanierungsmaßnahmen eingegangen.

2 Untersuchungsgebiet und Untersuchungsgewässer Das Untersuchungsgebiet (UG) umfasst die ca. 240 Hektar großen Ackerflächen des Hofes Ritzerau unter besonderer Berücksichtigung der dortigen Kleingewässer. Zu Vergleichszwecken wurde in die Untersuchungen ein Kleingewässer (G09) in der Duvenseebach-Niederung einbezogen, das außer- halb der Betriebsflächen liegt. Die folgende Tabelle 1 gibt einen Überblick über die im Jahr 2009 untersuchten Kleingewässer. Deren Lage ist der Abbildung 1 zu entnehmen.

Abb. 1: Lage der im Jahr 2009 untersuchten Kleingewässer im Bereich von Hof Ritzerau (Dreiecke: seit Winter 2005/2006 sanierte Kleingewässer, Kreise: sonstige Kleingewässer)

54 Teilprojekt Zoologie IV

Tab. 1: Untersuchte Kleingewässer im Bereich von Hof Ritzerau im Jahr 2009.

Nr. Gewäs- Vegetationstyp Hof Umge- Bemerkungen sertyp nach MIERWALD (1993) Ritzerau bung G6 Weiher Röhrichtstadium  Acker Frühjahr 2007: Gehölzrückschnitt, (zuvor Gehölzstadium) Teilentschlammung G7 Tümpel Röhrichtstadium  Acker 2009: ausgetrocknet G8 Weiher Röhrichtstadium  Brache, Winter 2008/2009: Gehölzrück- (zuvor Gehölzstadium) Wald schnitt; 2009: fast ausgetrocknet G9 Weiher Laichkrautstadium - Brache 2009: sehr hohe Stichlings-Dichte; Neuanlage ca. 2000 G10 Tümpel Röhrichtstadium  Acker Winter 2008/2009: völliger Gehölz- (zuvor Gehölzstadium) rückschnitt G11 Tümpel Röhrichtstadium  Acker 2009: ausgetrocknet G12 Weiher Gehölzstadium, Laich-  Acker, Winter 2005/2006: Entfernung der krautstadium Brache Gebüsche; Absenkung des Was- serspiegels G13 Weiher Röhrichtstadium  Acker, Winter 2008/2009: völliger Gehölz- (zuvor Gehölzstadium) Brache rückschnitt G14 Tümpel Pionierstadium  Acker Winter 2008/2009: Entfernung der (zuvor Gehölzstadium) Gebüsche; völlige Entschlam- mung; 2009: ausgetrocknet G15 Tümpel Gehölz- und Röhricht-  Acker Winter 2005/2006: völliger Gehölz- stadium rückschnitt; 2009: dichter Gehölz- bestand, ausgetrocknet G17 Graben Röhrichtstadium  Grün- 2009: ausgetrocknet; Neuanlage land ca. 2003 G19 Weiher Pionierstadium  Brache Frühjahr 2007: vollständige Sanie- rung bzw. „Neuanlage“ (Gewässer ausgebaggert und vergrößert) G24 Tümpel Pionierstadium  Acker Nassstelle auf Acker; 2009 trocken G25 Weiher Röhrichtstadium  Acker Winter 2008/2009: Entfernung der (zuvor Gehölzstadium) Gebüsche; 2009: fast ausgetrocknet

3 Methodik Im Jahr 2009 wurden an 14 Kleingewässern die Amphibien erfasst (vgl. Tab. 1). Ein Teil der Gewäs- ser ist im Untersuchungszeitraum ausgetrocknet (vgl. Tab. 1). Alle Gewässer wurden jeweils viermal zu folgenden Terminen kontrolliert:  08. April 2009 (Erfassung der Frühlaicher)  16. April 2009 (Nachtkontrolle, Erfassung der Spätlaicher)  18. Juni 2009 (Erfassung unterschiedlicher Entwicklungsstadien aller Arten)  06. Juli 2009 (Erfassung von Larven und Juvenilen der Früh- und Spätlaicher)

Die Kartierung der Amphibien erfolgte durch visuelles Absuchen bzw. nächtliches Ableuchten der Gewässer sowie durch Verhören und Keschern. Als Laichhabitat werden die Gewässer eingestuft, in denen laichende Paare, Laich, Larven oder frisch metamorphosierte Tiere festgestellt wurden. Eine erfolgreiche Reproduktion konnte im Rahmen der Begehungen nicht immer sicher belegt werden.

55 Teilprojekt Zoologie IV

4 Ergebnisse und Diskussion

4.1 Amphibienbestände Im UG wurden im Jahr 2009 sieben Amphibienarten kartiert. Von diesen Arten gelten Laubfrosch und Moorfrosch landes- und/oder bundesweit als bestandsgefährdet (KLINGE 2003, KLINGE & WINKLER 2005, KÜHNEL et al. 2009). Der Kammmolch wird inzwischen weder auf Landes- noch auf Bundesebe- ne in der Roten Liste geführt (ebd.). Die in den Jahren 2005 und 2006 in Einzelexemplaren erfasste Knoblauchkröte konnte 2009 nicht festgestellt werden (vgl. Tab. 2, WINKLER 2007).

Tab. 2: Amphibienbestände der Kleingewässer im Bereich von Hof Ritzerau im Jahr 2009.

Rote Kleingewässer Liste Art SH BRD FFH-RL G06 G07 G08 G10 G11 G12 G13 G14 G15 G17 G19 G24 G25 G09 Teichmolch * * - II I II II - II II - II - II - II - Kammmolch V V II/ IV II - II ------II - - - Erdkröte * * - - - II - - - II I - - - - - V Knoblauchkröte 3 3 IV ------Laubfrosch 3 3 IV I - - IV - - IV - - - II - II III Moorfrosch V 3 IV - IV* ------III* Grasfrosch V * V - VII* I - - IV V - I - - - - V* Teichfrosch D * V III - V IV I - V I II II V - II VII Gesamtartenzahl 4 3 5 3 1 2 5 2 3 1 4 0 3 5 Zahl reproduzierender Arten 2 2* 0 1 0 1 5 0 1 0 3 0 1 4*

Erklärung Rote Liste: 2: stark gefährdet; 3: gefährdet; V: Vorwarnliste, D: Daten defizitär; * nicht gefährdet; Quellen: SH (Schleswig- Holstein): KLINGE 2003; BRD (Bundesrepublik Deutschland): KÜHNEL et al. 2009. FFH-RL (Fauna-Flora-Habitat-Richtlinie): II: in Anhang II, IV: in Anhang IV; V: in Anhang IV geführt (KLINGE 2003). Kleingewässer Nr.: Bestandsgrößen (maximale Anzahl an erfassten Individuen, bei Larvenfund immer Klasse II): I: Einzelex- emplar; II: 2-5 Ex.; III: 6-10 Ex.; IV: 11-20 Ex.; V: 21-50 Ex.; VI 51-99 Ex.; VII: ≥ 100 Ex.; - : Art nicht nachgewiesen; grau unterlegt: Laichgewässer; *: Vermutlich kein Fortpflanzungserfolg wegen frühzeitigen Austrocknens oder hoher Stichlingsdichte

Tab. 3: Anzahl der erfassten Amphibienvorkommen in den Kleingewässern (KGW) im Bereich von Hof Ritzerau im Zeitraum von 2002 bis 2009 (grau unterlegt: Zeitraum der Gewässersanierungen).

Anzahl erfasster Vorkommen (… mit Laich-/Larvennachweis) Jahr Teich- molch Kamm- molch Erdkröte Kno- blauch- kröte Laub- frosch Moor- frosch Gras- frosch Teich- frosch Arten- zahl

2002 (nKGW=12) 4 (2) 1 (1) 1 (0) 0 (0) 5 (2) 2 (2) 4 (4) 2 (1) 7

2003 (nKGW=12) 4 (2) 0 (0) 1 (1) 0 (0) 6 (1) 4 (4) 6 (6) 2 (1) 6

2004 (nKGW=12) 8 (7) 3 (1) 1 (1) 0 (0) 3 (0) 3 (2) 5 (4) 7 (1) 7

2005 (nKGW=12) 8 (5) 2 (2) 4 (1) 1 (0) 6 (0) 7 (7) 8 (7) 6 (1) 8

2006 (nKGW=16) 7 (7) 1 (1) 4 (1) 2 (0) 6 (1) 5 (5) 6 (4) 8 (1) 8

2007 (nKGW=12) 11(9) 3 (3) 3 (0) 0 (0) 8 (4) 2 (1) 6 (4) 11(2) 7

2009 (nKGW=14) 9 (6) 3 (2) 4 (2) 0 (0) 6 (2) 2 (2) 6 (4) 11(2) 7

56 Teilprojekt Zoologie IV

Teichmolch Lissotriton [Triturus] vulgaris Der Teichmolch wurde in neun der 14 untersuchten Kleingewässer erfasst (Präsenz 64,3%). In sechs Gewässern wurden Larven festgestellt (vgl. Tab. 2). Der Teichmolch war damit neben dem Teich- frosch die häufigste Amphibienart des UG. Im UG konnten 2009 nur kleine Bestände erfasst werden. Die geringen Bestandsgrößen sind stellenweise sicherlich methodisch begründet, da anhand der vielfach vorliegenden Larvennachweise kaum Rückschlüsse auf die Bestandsgröße möglich waren. Seit 2004 hat die Zahl der Bestände im UG zugenommen. Gegenüber dem Jahr 2007 konnten aktuell jedoch drei Teichmolch-Vorkommen nicht erneut bestätigt werden (vgl. Tab. 3). Dies dürfte auf das frühzeitige austrocknen vieler Kleingewässer zurückzuführen sein. Es ist davon auszugehen, dass sich das Laichplatzangebot durch die Sanierungsmaßnahmen inzwischen verbessert hat.

Kammmolch Triturus cristatus Der Kammmolch konnte in drei der 14 Gewässer nachgewiesen werden (Präsenz 21,4%). In zwei von ihnen gelangen auch Larvenfunde (vgl. Tab. 2). Alle Nachweise stammten von sanierten Gewässern. Das frühere Vorkommen in G07 konnte 2009 nicht bestätigt werden, da das Gewässer frühzeitig austrocknete. Der Kammmolch-Bestand des UG war 2009 als sehr klein einzustufen. Seit 2002 ist die Zahl an Fundorten durchgehend gering, wobei jahrweise Schwankungen auftraten. In den Jahren 2004, 2007 und 2009 wurden im UG bislang die meisten Kammmolch-Vorkommen erfasst (vgl. Tab. 3). Das Laichplatzangebot hat sich durch die Sanierungsmaßnahmen verbessert.

Erdkröte Bufo bufo Die Erdkröte wurde in vier der 14 Gewässer kartiert (Präsenz 28,6%). In zwei von ihnen wurden Laich oder Larven erfasst, darunter auch im sanierten Gewässer G13 (vgl. Tab. 2). Somit wurde erstmals ein Laichgewässer der Art auf Hof Ritzerau festgestellt. Während das Vorkommen in G13 als klein einzustufen war, wurde in G09 in der Duvenseebach-Niederung ein größerer Bestand erfasst. Im UG ist die Anzahl der Fundorte seit 2005 angestiegen (vgl. Tab. 3). Neben dem Bestand in G09 wurde im UG inzwischen noch ein weiteres Laichgewässer festgestellt. Es ist davon auszugehen, dass sich das Laichplatzangebot durch die Sanierungsmaßnahmen inzwischen verbessert hat.

Knoblauchkröte Pelobates fuscus Die Knoblauchkröte wurde 2009 an keinem der früheren Fundorte festgestellt (vgl. WINKLER 2007). Angesichts ihren schwierigen Erfassbarkeit und der geringen Zahl an Individuen, die in den Vorjahren erfasst wurden, ist nicht auszuschließen, dass die Art 2009 übersehen wurde. Im UG wurde die Knoblauchkröte erstmals 2005 an einem Gewässer festgestellt. Im darauf folgenden Jahr gelangen Nachweise an zwei anderen Gewässern (vgl. Tab. 3; WINKLER 2007).

Laubfrosch Hyla arborea Der Laubfrosch konnte in sechs der 14 Gewässer erfasst werden (Präsenz 42,9%), wobei die Art lediglich in zwei der Gewässer laichte (vgl. Tab. 2). Die beiden größten Chöre umfassten jeweils ca. 20 Männchen. Sie wurden in den sanierten Gewässern G10 und G13 erfasst. In dem früheren „Kernhabi- tat“ G07 riefen 2009 aufgrund des sehr geringen Wasserstands keine Laubfrösche. Die Anzahl der Bestände des Laubfrosches unterlag im Zeitraum 2002 bis 2009 deutlichen Schwan- kungen. Während im Jahr 2004 die geringste und im Jahr 2007 die größte Anzahl an Rufplätzen existierte, nahm das Jahr 2009 in dieser Hinsicht eine mittlere Stellung ein (vgl. Tab. 3). Durch die Gewäs- sersanierungen ist die Zahl an potenziellen Laichhabitaten inzwischen deutlich angestiegen (vgl. Tab. 3). Deren Habitateignung wird sich jedoch je nach „Gewässertyp“ unterschiedlich entwickeln.

57 Teilprojekt Zoologie IV

Moorfrosch Rana arvalis Der Moorfrosch besiedelte 2009 zwei der 14 Untersuchungsgewässer (Präsenz 16,7%). Beide Ge- wässer dienten auch als Laichhabitat, wobei der Reproduktionserfolg als fraglich einzuschätzen war (vgl. Tab. 2). Die beiden Bestände des UG waren als klein bis mittelgroß zu charakterisieren. Im frühe- ren „Kernhabitat“ G12 (vgl. WINKLER 2007) konnte die Art aktuell nicht festgestellt werden. Die Zahl der Moorfrosch-Vorkommen ist seit 2002 starken Schwankungen unterworfen. Nach einem Maximum an Laichplätzen im Jahr 2005 ist deren Zahl inzwischen auf zwei zurückgegangen (vgl. Tab. 3). Die Art scheint als typische Art größerer Überschwemmungsflächen und Flachwasserzonen von den bisherigen Sanierungsmaßnahmen nicht profitiert zu haben.

Grasfrosch Rana temporaria Der Grasfrosch wurde in sechs der 14 Untersuchungsgewässer erfasst (Präsenz 42,9%). Vier Gewäs- ser dienten 2009 als Laichplatz, wobei in zwei dieser Fälle vermutlich keine erfolgreiche Reproduktion stattfand (vgl. Tab. 2). Der mit rund 100 Laichballen größte Bestand existierte in G07. Die übrigen Laichgesellschaften waren als klein bis mittelgroß zu charakterisieren. Im Untersuchungszeitraum unterlag die Anzahl der Vorkommen einer etwas geringeren Schwan- kungsbreite als beim Moorfrosch. Ein klarer Bestandstrend ist nicht auszumachen. Die geringste Zahl an Vorkommen war im Jahr 2002 zu verzeichnen, die größte Zahl 2005. Gegenüber den Jahren 2006 und 2007 ist die Zahl der Vorkommen unverändert geblieben (vgl. Tab. 3). Wie der Moorfrosch hat auch der Grasfrosch bislang nicht merklich von den Gewässersanierungen profitiert.

Teichfrosch (Pelophylax [Rana] kl. esculentus) Der Teichfrosch wurde in elf der 14 Gewässern vorgefunden (Präsenz 78,6%), von denen zwei als Laichplatz dienten (vgl. Tab. 2). Der frühere Laichplatz in G19 (vgl. WINKLER 2007) konnte aktuell nicht durch Larvenfunde bestätigt werden. Neben dem langjährigen Reproduktionsgewässer G09 pflanzte sich die Art auch an dem sanierten Gewässer G13 fort. Neben G09 konnte die Art noch in vier weiteren Gewässern in größerer Individuenzahl (v.a. Subadulte) erfasst werden (vgl. Tab. 2). Seit Beginn der Untersuchung im Jahr 2002 ist die Anzahl der Teichfrosch-Vorkommen deutlich angestiegen (vgl. Tab. 3). Wie bereits im Jahr 2007 existierte auch 2009 auf Hof Ritzerau ein Laichhabitat, wenngleich es sich um ein anderes Gewässer handelte (s.o.). Es ist davon auszugehen, dass sich das Laichplatzangebot durch die Sanierungsmaßnahmen für die Art verbessert hat.

5 Entwicklung der Laichgewässerzahl Von den 14 im Jahr 2009 untersuchten Kleingewässern wurden 13 (92,9%) von Amphibien besiedelt und neun (64,3 %) dienten mindestens einer Art als Laichhabitat (vgl. Tab. 2). Im Jahr 2007 waren demgegenüber alle 12 untersuchten Gewässer (100%) besiedelt, wobei 11 (91,7%) mindestens einer Art als Laichplatz diente (vgl. WINKLER 2007). Somit ist gegenüber dem vorhergehenden Untersu- chungsjahr sowohl die Anzahl an Vorkommen als auch jene der Laichhabitate zurückgegangen. Diese Abnahme dürfte in erster Linie auf die große Frühjahrstrockenheit zurückzuführen sein, in dessen Folge viele Gewässer wenig Wasser führten und frühzeitig austrockneten (s.o.).

6 Gewässersanierungen Auf Hof Ritzerau wurden bislang an neun Kleingewässern Sanierungsarbeiten durchgeführt (vgl. Tab. 1 und Abb. 1). In den meisten Fällen wurden dabei während winterlicher Frostperioden die Grau- weidengebüsche über dem Eis abgesägt, so dass der Wasserkörper während der nachfolgenden Vegetationsperiode besser besonnt wurde. Zusätzlich wurden an G06 (und inzwischen auch an G13) die Ufer stellenweise abgeflacht. G14 wurde im Winterhalbjahr 2008/2009 vollständig entschlammt und G19 wurde im Winterhalbjahr 2006/2007 ausgebaggert und stark vergrößert (vgl. Tab. 1).

58 Teilprojekt Zoologie IV

Nach der Durchführung von Sanierungsarbeiten war in den meisten Fällen ein Anstieg der Amphi- bienartenzahl zu verzeichnen (vgl. Abb. 2). Die weitere Entwicklung der Zahl vorkommender und laichender Arten dürfte dabei maßgeblich von der strukturellen Entwicklung der Gewässer abhängen.

Abb. 2a: Entwicklung der Zahl festgestellter und laichender Arten an dem im Winter 2007/2008 sanierten Gewässers G13 (Typ 1b) im Zeitraum 2006 bis 2009

Sanierung

Abb. 2b: Entwicklung der Zahl festgestellter und laichender Arten an dem im Winter 2006/2007 sanierten und erweiterten Gewässers G19 (Typ 3b) im Zeitraum 2006 bis 2009

In Bezug auf ihre strukturelle Entwicklung können die sanierten Gewässer grob folgenden Typen zugeordnet werden:

Typ 1: Nährstoffreiche Kleingewässer mit Grauweiden am Ufer Untertyp 1a: Typ 1 bis zu 1 m tief Diesem Typ sind die sanierten Gewässer G06, G08 und G10 zuzuordnen. Sie wiesen 2007 bzw. 2009 im Frühjahr zunächst eine relativ strukturreiche Wasservegetation auf (vgl. Abb. 3a). Aufgrund der geringen Tiefe kam es im Frühsommer 2007 bzw. 2009 zu einer deutlichen Ausbreitung der Röhrich- te, so dass die Wasserflächen zunehmend beschattet wurden (vgl. Abb. 3a). Im trockenen Sommer

59 Teilprojekt Zoologie IV

2009 führten G06, G08 und G10 zudem kaum noch Wasser. Bedeutung: Die Gewässer dieses Typs können zumindest mittelfristig eine hohe Bedeutung als Amphibienlaichplatz aufweisen. Sie können nach der Sanierung zunächst von allen auf Hof Ritzerau vorkommenden Amphibienarten besiedelt werden, darunter auch vom bestandsgefährdeten Laubfrosch. Wie die Ergebnisse aus 2009 zeigten, ist eine erfolgreiche Reproduktion in trockenen Jahren allerdings fraglich (insbesondere wegen einer Konzentration der Prädatoren in den Restwasserflächen). Die Beschattung des Gewässers durch Röhrichtpflanzen könnte sich zudem negativ auf den Reproduktionserfolg des Laubfrosches auswirken, da bei geringen Wassertemperaturen die Ei- und Larvalentwicklung verzögert abläuft und zudem das Risiko von Verpilzungskrankheiten deutlich steigt (vgl. GROSSE 2009, S. 150f).

Untertyp 1b: Typ 1 mehr als 1 m tief Diesem Typ ist das sanierte Gewässer G13 zuzuordnen (vgl. Abb. 3b). Aufgrund der stellenweise größeren Tiefe konnten sich die Röhrichte kurzfristig nur in Teilen des Gewässers ausbreiten. Es ver- blieben insofern besonnte Wasserflächen. Aufgrund der größeren Tiefe trocknete G13 auch im Som- mer 2009 nicht aus. Bedeutung: Die Gewässer dieses Typs können langfristig eine hohe Bedeutung als Amphibienlaichhabitat besitzen. So kommt G13 für alle auf Hof Ritzerau vorkommenden Amphi- bienarten als Laichhabitat in Frage. Nachgewiesen wurden 2009 zunächst fünf Arten, darunter der bestandsgefährdete Laubfrosch. Eine erfolgreiche Reproduktion ist für die meisten Arten derzeit auch in trockenen Jahren möglich. Dies gilt insbesondere für den bestandsgefährdeten Laubfrosch.

Typ 2: Nährstoffreiche, flache Kleingewässer mit Grauweiden im Zentrum und am Ufer Diesem Typ sind die sanierten Gewässer G15 und G25 zuzuordnen. Nach Durchführung der Sanie- rungsarbeiten setzte bereits im darauffolgenden Sommer ein massives Wachstum der Weiden ein (vgl. Abb. 3c). Im Fall des Gewässers G15 war die Wasserfläche nach vier Jahren wieder weitgehend beschattet. In G15 setzte zudem ein starkes Röhrichtwachstum ein, so dass 2009 kaum freie Wasser- flächen existierten. Bedeutung: Die Gewässer dieses Typs besitzen nach derzeitiger Kenntnis nur kurzfristig eine Bedeutung als Laichhabitat. G15 und G25 dienten dabei bislang lediglich den euryto- pen Arten Teichmolch und Grasfrosch als Laichplatz. Ein Reproduktionserfolg ist aufgrund der geringen Wassertiefe dabei in den meisten Jahren fraglich.

Typ 3: Nährstoffreiche, flache Kleingewässer ohne Grauweiden Untertyp 3a: Typ 3 mit Baumbestand am Ufer Diesem Typ werden die sanierten Gewässer G12 und G14 zugeordnet. An beiden Gewässer wurden unter den randlich stehenden Pappeln die Gebüsche entfernt, wodurch eine Besonnung der Wasser- fläche ermöglicht wurde. Bei G12 wurde zusätzlich der Wasserstand abgesenkt. G14 wurde komplett geräumt und dabei die Wasser- und Ufervegetation entfernt. Bedeutung: Die Gewässer dieses Typs könnten langfristig eine hohe Bedeutung als Amphibienlaichhabitat erlangen. Auch wenn aktuell nur wenige Arten festgestellt werden konnten, handelt es sich doch um potenzielle Laichplätze der meisten Arten. Bei G14 ist zudem einzubeziehen, dass dieses Gewässer 2009 noch völlig vegetationslos war und aufgrund der geringen Tiefe frühzeitig austrocknete.

Untertyp 3b: Typ 3 ohne Baumbestand am Ufer Diesem Typ ist das sanierte und erweiterte Gewässer G19 zuzurechnen. Es wies bislang weder Grauweiden noch Röhrichte am Ufer auf, so dass es trotz seines Nährstoffreichtums im Sommer voll besonnt war. Bedeutung: Die Gewässer dieses Typs können langfristig eine hohe Bedeutung als Am- phibienlaichhabitat besitzen. G19 kommt für alle auf Hof Ritzerau vorkommenden Amphibienarten als Laichhabitat in Frage. Nachgewiesen wurden bislang fünf Arten, darunter der bestandsgefährdete Laubfrosch. Eine erfolgreiche Reproduktion ist für alle Arten derzeit auch in trockenen Jahren möglich.

60 Teilprojekt Zoologie IV

Abb. 3a: Zustand des 2007 sanierten Gewässers G06 (Typ 1a) am 08.04.2009 (links) und 18.06.2009 (rechts); bereits im Juni 2009 existierten kaum noch freie Wasserflächen.

Abb. 3b: Zustand des im Winter 2008/2009 sanierten Gewässers G13 (Typ 1b) am 15.04.2006 (links) und 18.06.2009 (rechts); im Juni 2009 existierten noch große, freie Wasserflächen.

Abb. 3c: Zustand des im Winter 2005/2006 sanierten Gewässers G15 (Typ 2) am 15.04.2006 (links) und 08.04.2009 (rechts); 2009 war das Gewässer wieder weitgehend von Weiden überwuchert.

61 Teilprojekt Zoologie IV

7 Zusammenfassung Im Jahr 2009 wurden 14 Kleingewässer des Hofes Ritzerau und der angrenzenden Duvenseebach- Niederung auf ihre Amphibienbestände hin untersucht. Im Rahmen der Bestandsaufnahme wurden die sieben Arten Teichmolch (Lissotriton vulgaris) (9 Fundorte [FO]), Kammmolch (Triturus cristatus) (3 FO), Erdkröte (Bufo bufo) (4 FO), Laubfrosch (Hyla arborea) (6 FO), Moorfrosch (Rana arvalis) (2 FO), Grasfrosch (Rana temporaria) (6 FO) und Teichfrosch (Pelophylax kl. esculentus) (11 FO) erfasst. Die Knoblauchkröte konnte 2009 nicht erneut im Untersuchungsgebiet nachgewiesen werden. Von den 14 im Jahr 2009 untersuchten Kleingewässern wurden 13 (92,9%) von Amphibien besiedelt und neun (64,3 %) dienten mindestens einer Art als Laichhabitat (vgl. Tab. 2). Im Jahr 2007 waren alle 12 untersuchten Gewässer besiedelt und dienten gleichzeitig mindestens einer Art als Laichplatz. Somit ist gegenüber 2007 sowohl die Anzahl an Vorkommen als auch jene der Laichhabitate zurück- gegangen. Diese Abnahme dürfte in erster Linie auf die große Frühjahrstrockenheit zurückzuführen sein, in dessen Folge 2009 viele Gewässer wenig Wasser führten und frühzeitig austrockneten Auf Hof Ritzerau erfolgten zwischen 2005 und 2009 an neun Kleingewässern Sanierungsmaßnamen. Diese Gewässer wurden grob typisiert. Vor allem die Typen Nährstoffreiche, flache Kleingewässer ohne Grauweiden und Baumbestand am Ufer (Typ 3b) und Nährstoffreiche Kleingewässer mit Grau- weiden am Ufer und mehr als 1 m Tiefe (Typ 1b) könnten langfristig eine hohe Bedeutung als Amphi- bienlaichplatz besitzen. Zu diesen Typen werden die Gewässer G13 und G19 gerechnet.

8 Literatur

GROSSE, W.-R. (2009): Der Laubfrosch (2. Aufl.). – Hohenwarsleben (Westarp). KLINGE, A. (2003): Die Amphibien und Reptilien Schleswig-Holsteins - Rote Liste (3. Fassung). - Lan- desamt für Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein (Hrsg.). - Flintbek. KLINGE, A. & C. WINKLER (Bearb.) (2005): Atlas der Amphibien und Reptilien Schleswig-Holsteins. – Landesamt für Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein, Arbeitskreis Wirbeltiere Schleswig- Holstein (Hrsg.). – Flintbek, 277 S. KÜHNEL, K.-D., A. GEIGER, H. LAUFER, R. PODLOUCKY & M. SCHLÜPMANN (2009): Rote Liste und Ge- samtartenliste der Kriechtiere (Reptilia) Deutschlands. – Naturschutz und Biologische Vielfalt 70(1): 231-256 MIERWALD, U. (1993): Kleingewässertypen und Verlandungsstadien als Grundlage für ein gebietsbe- zogenes Schutzkonzept - Beispiele aus Schleswig-Holstein. - Metelener Schriftenreihe für Naturschutz 4: 107-113. WINKLER, C. (2007): Teilprojekt Zoologie IV: Erfassung der Amphibien unter Einbeziehung der Laich- und Landhabitate – Zwischenbericht 2007. – Bordesholm, 13 S.

62 Teilprojekt Zoologie V

Einfluss der Waldbeweidung durch Rinder auf die Entwicklung der Schmetterlingszönose

Bearbeiter: Detlef Kolligs

1 Einleitung Die im letzten Jahr begonnene Waldrandbeweidung mit Limousine-Rindern wurde 2009 fortgesetzt. Diesmal wurden, wie ursprünglich geplant, zwei Beweidungsperioden durchgeführt. Die erste Bewei- dung begann Ende April zu Beginn des Buchenlaubaustriebes und wurde Mitte Juni mit beginnender Verknappung des Nahrungsangebotes für die Rinder beendet. Die zweite Beweidungsperiode wurde zur Zeit der Buchenmast Anfang September begonnen und endete Mitte Oktober ebenfalls mit beginnender Nahrungsverknappung für die Rinder. In beiden Beweidungsperioden wurden auf die 1,1ha (0,7ha Waldrand und 0,4ha angesätes Grünland) wie im Vorjahr jeweils drei Rinder eingesetzt, wobei in der ersten Periode Kühe und in der zweiten Periode Jungbullen aufgetrieben wurden. Während der Beweidungsperioden wurde die Fläche wöchentlich aufgesucht, um den Zustand der Vegetation in Hinblick auf eine Fortführung der Beweidung zu bewerten.

2 Material und Methoden Die Kartierungen der Schmetterlinge und der Vegetation erfolgten anhand der gleichen Methoden, wie auch im letzten Jahr:  Verbisskartierung der Gehölze vor und nach Rinderbeweidung  Transektkartierung „Schmetterlingsraupen an Gehölzen“  Transektkartierung „Schmetterlinge entlang Waldrand“  Transektkartierung „Schmetterlinge im Waldesinneren“  Vegetationskartierung auf vier Dauerprobeflächen, vor und nach Rinderbeweidung

Der Umfang der Probeflächen zur Vegetationskartierung wurde 2009 von 1m² auf 4m² erweitert. Dies war notwendig, um durch einen größeren Stichprobenumfang die Vegetation besser abbilden zu kön- nen. Zudem führten zwei neue Wechselpfade der Rinder genau durch zwei Probeflächen hindurch, was einen sehr starken Vertritt entlang der Pfade und somit einen teilweisen Verlust der ursprüngli- chen Probefläche zur Folge hatte.

Bedauerlicherweise wurde zu Jahresanfang der für die Vergleichsuntersuchungen genutzte Knick mit Transekt 1 entlang des Waldrandes am Abendrader Forst auf den Stock gesetzt (Abb. 1a). Die Unter- suchungen zur Fauna der gehölzbewohnenden Schmetterlinge (Klopfproben) wurden deshalb aus- weichend auf exponierte Bereiche des Waldrandes entlang der Duvenseebachniederung des Tran- sektes 2 verlegt (Abb. 1b). Aus diesem Gebiet liegen noch aus früheren Untersuchungen Vergleichs- daten vor. Die Transekte 1, 1a, 3 und 3a zur Kartierung der Tagfalter wurden hingegen weiterhin beprobt, da der eigentliche Waldrand sowie das Waldesinnere nicht verändert wurden. Die Lage der Transekte sowie der Dauerquadrate zur Vegetationsaufnahme ist Abbildung 2 zu entnehmen.

63 Teilprojekt Zoologie V

Abb. 1: a) Auf den Stock gesetzter Knick entlang des Abendrader Forstes (Transekt 1), b) Waldsaum mit ausgeprägten Schlehenhecken entlang der Duvenseebachniederung(Transekt 2)

Abb. 2: Lage der Transekte 1 bis 3 zur Tagfalterkartierung entlang der Waldsäume sowie zur Raupenzählung (Klopfproben). Die Transekte 1a und 3a dienen zur Tagfalterkartierung im Waldsinnern. Die Punkte verdeutlichen die Lage der vier Dauerquadrate zur Vegetationsaufnahme.

64 Teilprojekt Zoologie V

3 Ergebnisse

3.1 Klopfproben Von Mai bis August wurden Transekt 3 am Waldrand des Peperlandes sowie der alte Transekt 2 entlang des Waldsaumes in der Duvenseebachniederung, als Ersatz für den gefällten Knick am Wald- rand von Abendrade, mit Hilfe der Klopfmethode beprobt. Dieser „Ausweichtransekt“ wurde schon zu Beginn der Schmetterlingsuntersuchungen auf Hof Ritzerau angelegt, konnte aber zwischenzeitlich aufgrund der Seeadlerbrut nur eingeschränkt untersucht werden. Da die Adler 2009 einen anderen Neststandort gewählt haben, konnten nun die Beprobungen ohne Einschränkungen wieder aufgenommen werden. Mit dem Schneespanner Apocheima pilosaria, dem Spannerfalter Plemyra rubiginata und der Kätz- chen-Eule Orthosia incerta konnten drei neue Arten im Raupenstadium nachgewiesen werden. Insge- samt wurden 18 Arten mit gehölzbewohnenden Raupen registriert, davon 13 im Peperland und 13 Arten in der Duvenseebachniederung (Tab. 1).

Abb. 3: Raupe des Streckfuß (Dasychira pudibunda); sie lebt polyphag an unterschiedlichen Gehölzen

Einige Arten konnten nur an einem Standort nachgewiesen werden. Da dies jedoch auch Einzelfunde einschließt und in diesem Untersuchungsjahr insgesamt vergleichsweise wenige Raupen gefunden wurden, erscheint das Datenmaterial für weitergehende Bewertungen noch nicht ausreichend. Auffäl- lig ist jedoch der große Unterschied bei der registrierten Raupenzahl des Kleinen Frostspanners, Ope- rophtera brumata. Während die Art am Waldrand des Peperlandes außergewöhnlich häufig auftrat, wurde sie in der Duvenseebachniederung nur selten gefunden.

65 Teilprojekt Zoologie V

Tab. 1: Mit Hilfe der Klopfproben nachgewiesene Arten- und Individuenanzahlen gehölzbewohnender Schmetterlinge 12.05.2009 12.05.2009 28.05.2009 28.05.2009 24.06.2009 24.06.2009 17.07.2009 17.07.2009 05.08.2009 05.08.2009 28.08.2009 28.08.2009 Peperland Niederung Peperland Niederung Peperland Niederung Peperland Niederung Peperland Niederung Peperland Niederung Alsophila aescularia (Denis & Schiffermüller, 1775) 1 2 1 1 Apocheima pilosaria (Denis & Schiffermüller, 1775) 1 Cabera pusaria (Linnaeus, 1758) 11 2 Calliteara pudibunda (Linnaeus, 1758) 1 2 Campaea margaritata (Linnaeus, 1767) 1 1 1 2 Cosmia trapezina (Linnaeus, 1758) 1 5 2 3 Epirrita autumnata (Borkhausen, 1794) 1 Euproctis similis (Fuessly, 1775) 1 Eupsilia transversa (Hufnagel, 1766) 3 1 4 3 Nola cucullatella (Linnaeus, 1758) 2 2 Operophtera brumata (Linnaeus, 1758) 60 3 45 4 Opisthograptis luteolata (Linnaeus, 1758) 3 1 1 Orgyia antiqua (Linnaeus, 1758) 1 2 3 Orthosia cerasi (Fabricius, 1775) 1 2 1 1 Orthosia cruda (Denis & Schiffermüller, 1775) 1 1 1 3 Orthosia incerta (Hufnagel, 1766) 1 Plemyria rubiginata (Denis & Schiffermüller, 1775) 1 Thecla betulae (Linnaeus, 1758) 3

3.2 Transekte zur Erfassung tagaktiver Schmetterlinge Mittelfristig wird erwartet, dass mit einer beginnenden Aufhellung des Waldesinneren aufgrund der Rinderbeweidung die Arten- und Individuenzahl der Tagschmetterlinge ansteigen wird. Deshalb wurde die 2008 eingerichteten Transekte weiterhin beprobt. Dies gilt auch für die beiden Transekte 1 und 1a bei Abendrade, da trotz der Knickpflege keine gravierenden Veränderungen am Waldrand sowie im Waldesinneren auftraten. Die Erfassungen wurden im Zeitraum von Ende April bis Ende August durchgeführt (Tab. 2 und 3). Erstmalig konnte im Waldesinneren des Peperlandes nun das Waldbrett- spiel als Bewohner lichter Waldstrukturen über den gesamten Untersuchungsverlauf beobachtet werden. Die Art ist entlang der Waldwege außerhalb der Untersuchungsfläche schon immer häufig gewesen, die Ansiedlung ist deshalb als erstes Anzeichen für beginnende strukturelle Veränderungen durch die Waldweide zu deuten.

Abb. 4: Männchen des Auroafalters (Anthocharis cardaminea)

66 Teilprojekt Zoologie V

Tab. 2: Arten- und Individuenanzahlen entlang der Transekte an den Waldrändern

Arten 23.04.2009 23.04.2009 12.05.2009 12.05.2009 28.05.2009 28.05.2009 24.06.2009 24.06.2009 17.07.2009 17.07.2009 05.08.2009 05.08.2009 28.08.2009 28.08.2009 Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade A. cardaminea 4523 A. levana 12 A. hyperantus 65 A. urticae 91 2 A. paphia 11 C. argiolus 11 C. hyale 1 G. rhamni 21 2 I. io 11 1631 M. jurtina 2421 1 I. lathonia 257223 O. sylvanus 1 P. aegeria 11 P. icarus 2 P. machaon 1 P. brassicae 11422 P. napi 34322223226 84 P. rapae 132131064 V. cardui 11 2331 V. atalanta 1 1

Im Vergleich zu 2008 konnten deutlich mehr Arten und Individuen insbesondere an den Transekten im Peperland festgestellt werden. So wurden 20 Arten tagaktiver Schmetterlinge registriert, demgegen- über 2008 nur 11 Arten beobachtet wurden. Drei Arten, Schwalbenschwanz (Papilio machaon), Kai- sermantel (Argynnis paphia) und Goldene Acht (Colias hyale), wurden erstmalig auf Hof Ritzerau beobachtet. Hinzu kommt mit dem Braunen Bläuling (Aricia agestis), eine vierte neue Art, die jedoch nicht innerhalb der Transekte, sondern auf einem Feldweg festgestellt wurde. Besonders auffällig waren die großen Anzahlen der Distelfalter, die ab Mitte Mai im Gebiet beobachtet wurden und ab Ende Mai zu hunderten die blühenden Kleefelder bevölkerten. Diese Beobachtung unterstreicht ebenso wie die Kartierungsergebnisse die Bedeutung blütenreicher Strukturen für Schmetterlinge. So konnten entlang des Waldrandes beim Peperland im Juni fast keine, zur Kleeblüte im August jedoch zahlreiche Falter beobachtet werden (Abb. 5).

67 Teilprojekt Zoologie V

Abb. 5: Waldrand am Peperland nach Mahd im Juni und zur Kleeblüte im August

Auf den restlichen Flächen von Hof Ritzerau herrschte zudem gleichzeitig ein großer Mangel an Blü- tenpflanzen. Der Unterschied wird beim Vergleich der Transekte Abendrade und Peperland besonders deutlich (Abb. 6).

100 90

Peperland Abendrade

Individuen 40

22 20 16 15 14 13 11 9 10 10 9 445

0 23.04.09 12.05.09 28.05.09 24.06.09 17.07.09 05.08.09 28.08.09

Abb. 6: Individuenzahl aller entlang der Transekte beobachteter Schmetterlingsarten im Jahresverlauf

Die registrierten Artenzahlen zeigen zwischen beiden Wäldern keine Unterschiede, demgegenüber sowohl am Waldrand als auch im Wald des Abendrader Forstes deutlich mehr Schmetterlingsindividu- en gefunden wurden (Tab. 2, 3). Interessant wird vor allem sein, ob im Laufe der Jahre die durch die Beweidung neu entstehenden Strukturen weiteren Arten Lebensraum bieten können, die bisher nicht im Untersuchungsgebiet nachgewiesen wurden.

68 Teilprojekt Zoologie V

Tab. 3: Arten- und Individuenanzahlen der ins Waldesinnere führenden Transekte 23.04.2009 23.04.2009 12.05.2009 12.05.2009 28.05.2009 28.05.2009 24.06.2009 24.06.2009 17.07.2009 17.07.2009 05.08.2009 05.08.2009 28.08.2009 28.08.2009

Arten Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade Peperland Abendrade G. rhamni 1 A. cardaminea 12 1 P. napi 2 112 1 13 P.rapae 21 2 P. aegeria 2 1132 3431 A. tau 2313

3.3 Verbisskartierung Vor Beginn und nach Beendigung der beiden Beweidungsperioden wurde jeweils eine Verbisskartie- rungen der Gehölze durchgeführt (23.4., 24.6., 28.8., 18.10.). Neue Verbiss- oder Fegeschäden durch Wild, insbesondere Damwild, konnten 2009 nicht festgestellt werden. Vermutlich meidet das Wild aufgrund der geänderten Nutzung und daraus resultierenden vermehrten Störung inzwischen diesen Waldbereich weitgehend. Der Jungwuchs der Esche ab ca. 1m Höhe war nach wie vor durch den Schlauchpilz Chalara fraxinea stark geschädigt. Das Aufkommen von Eschenkeimlingen war dennoch in diesem Jahr recht hoch. Von der Esche sind als einzige Baumart inzwischen einzelne Individuen vollständig abgestorben. Da davon auch Bäume von mehreren Metern Länge betroffen sind (Abb. 7), belegt dies zum einen den Schlauchpilz als Verursacher. Zum anderen ist deshalb nicht unmittelbar festzustellen, ob junge Esche bis 1,50m Höhe aufgrund der Rinderbeweidung oder des Pilzbefalles abgestorben sind.

Abb. 7: Aufgrund des Befalls mit dem Schlauchpilz Chalara fraxinea absterbende Eschen auf der Untersuchungfläche im Peperland

69 Teilprojekt Zoologie V

Die Nutzung des Grünlandes und des Waldbereiches viel zwischen den einzelnen Rindergruppen unterschiedlich aus. Die Kühe suchten im Vergleich zu den Jungrindern häufiger das Waldesinnere auf und verbissen den Baumaufwuchs insgesamt stärker. Insbesondere die Jungbullen waren hingegen meist auf dem Grünland anzutreffen. Im Wald wurden bevorzugt die dortigen Gräser abgeweidet, an Bäumen und Büschen zeigten sie vergleichsweise wenig Interesse. Wie im Vorjahr wurden wieder nur Blätter und dünne Zweige der Bäume gefressen, eine vollständige Entlaubung junger Bäume konnte diesmal nicht beobachtet werden (Abb. 8a). Entlang des Waldsau- mes ist ein deutlicher Einfluss der Rinder festzustellen. In vielen Bereichen sind deutliche Auflichtun- gen sowie Durchgänge zu verzeichnen, die sich die Rinder selbst geschaffen haben (Abb. 8b). Es entstand ein deutlicher Beweidungshorizont von ca. 1,60m Höhe sowohl an den Bäumen im Wald, als auch den Sträuchern im Waldsaum. Im Gegensatz zum Vorjahr konnte nach der zweiten Beweidungsperiode in vielen Bereichen ein starkes Aufkommen von Keimlingen verzeichnet werden. Nach Untersuchungen aus der Schweiz ist jedoch das Aufkommen von Baumkeimlingen hauptsächlich von der Populationsdichte der im Gebiet vorkommenden Mäusearten abhängig (WASEM & HÄNE 2006).

Abb. 8: a) auch in der zweiten Beweidungsperiode nur unvollständig durch die Rinder entlaubte junge Rotbuchen, b) stark aufgelichteter Waldsaum im Peperland

70 Teilprojekt Zoologie V

Nach Abschluss der ersten Beweidungsperiode Mitte Juni konnte bei der Mehrzahl der Bäume, insbesondere den jungen Rotbuchen, kein erneuter Blattaustrieb festgestellt werden. Da die Jungrinder in der zweiten Beweidungsperiode die Gehölze insgesamt nur sehr wenig verbissen, überstanden alle Jungbäume die Beweidung gut, wenn auch meist mit reduzierter Blattzahl. Es war deshalb sehr schwierig, die Auswirkungen der zweiten Beweidungsperiode auf die Bäume und Sträucher zu erkennen und zu erfassen. Die 2008 vollständig entlaubten Bäume trieben im Frühjahr neue Blätter, die einmalige Entlaubung führte somit nicht zum Absterben der Jungbäume der Rotbuche und Stieleichen (Abb. 9).

Das extra eingesäte Grünland wurde von den Altkühen in der ersten Beweidungsperiode weniger stark als von den Jungbullen in der zweiten Beweidungsperiode genutzt. Für eine bessere Vergleichbarkeit der Ergebnisse wäre es deshalb wünschenswert zukünftig immer die gleichen Rinder innerhalb eines Jahres aufzutreiben.

Abb. 9: erneut im Frühjahr austreibende junge Rotbuchen

Tab. 4: Anteil verbissener Bäume im Waldesinneren (nur Blätter und kleine Zweige) nach Abschluss der Beweidungsperioden in %, aufgeschlüsselt nach Art und Größenklassen 24.06.2009 18.10.2009 Größenklasse in cm ≥25 26 - 70 71 - 160 Größenklasse in cm ≥25 26 - 70 71 - 160 Rotbuche 15 100 100 Rotbuche 25 100 100 Bergahorn 10 70 - Bergahorn 20 80 - Esche 5 100 100 Esche 10 100 100 Eiche 20 90 - Eiche 25 90 - Weißdorn - 0 - Weißdorn - 0 - Schlehe - 0 - Schlehe - 0 -

3.4 Vegetationskartierung Insgesamt wurden 2009 vier Vegetationskartierungen nach Braun-Blanquet jeweils vor Beginn und nach Abschluss der Beweidungsperioden angefertigt. Die Probeflächen umfassten diesmal je 4m², an den gleichen Standorten wie zuvor (Dauerquadrate). Zwischen den Kartierungsterminen jeweils einer Beweidungsperiode ergaben sich im Gegensatz zur Vegetationsstruktur keine Unterschiede in der Vegetationszusammensetzung bei den krautigen Pflanzen sowie den Gehölzen. Veränderungen der Pflanzengesellschaften werden vermutlich erst im Laufe der Jahre sichtbar.

71 Teilprojekt Zoologie V

In feuchteren Bereichen kam es wie im Vorjahr vor allem entlang des Zaunes zu starken Vertrittschä- den, die eine völlige Zerstörung der Vegetationsdecke zur Folge hatten. Zusätzlich haben sich stark ausgetretene Rinderpfade, ähnlich Wildwechseln, etabliert, die inzwischen ebenfalls vegetationslos sind. Die Verteilung der Bodenvegetation im eingezäunten Weidebereich ist nach dem Laubaustrieb der großen Rotbuchen sehr uneinheitlich und stark vom lokalen Lichteinfall geprägt bzw. beeinflusst. Nur an den wenigen Stellen, die aufgrund von Lücken im Kronendach regelmäßig besonnt werden, ist eine üppige Krautflur entwickelt, die vor allem von Himbeere und Brennnessel geprägt wird. Der Frühjahrs- aspekt wird vor allem von Buschwindröschen und Scharbockskraut dominiert. Insgesamt konnten in den Probeflächen 26 höhere Pflanzenarten nachgewiesen werden. Die Ergeb- nisse sind dabei nur bedingt mit der Erfassung aus dem letzten Jahr vergleichbar, da sie zum einen teilweise zu anderen Jahreszeiten erfolgten und zum anderen die Flächen aufgrund der Trampelpfade der Rinder stark vergrößert werden mussten. Die im letzten Jahr erfolgte Determination zweier nur vegetativ vorgefundener Grasarten ist wie folgt zu korrigieren: Deschampsia cespitosa statt Poa nemoralis und Dactylis glomerata statt Festuca altis- sima. Aufgrund der Rinderbeweidung kamen die genannten Gräser nicht zur Blüte.

Tab. 5: Vegetationsaufnahmen der vier Probeflächen nach Braun-Blanquet jeweils vor und nach den beiden Beweidungsperioden vor Beweidung 23.4. nach Beweidung 24.6. vor Beweidung 28.8. nach Beweidung18.10. Art Fl. 1Fl. 2Fl. 3Fl. 4Fl. 1Fl. 2Fl. 3Fl. 4Fl. 1Fl. 2Fl. 3Fl. 4Fl. 1Fl. 2Fl. 3Fl. 4 Anemone nemorasa 542a3 Athyrium filix-femina +++ Betula pendula r Circacea lutetiana +1 +1 Dactylis glomerata ++ r++ r++ r++ r Deschampsia cespitosa ++ +++ +++ +++ + Equisetum sylvaticum +++r Fagus sylvatica ++++++++ Fraxinus excelsior ++ ++ r++r r +++ Galium aparine + Galium odoratum r1 1 1 Hedera helix ++++ Impatiens parviflora r1 1 Lamium galeobdolon + Maianthemum bifolium +1 +1 Oxalis acetosella 1111 Polygonatum multiflorum ++++ Prunus spinosa ++++ Quercus robur + Ranunculus ficaria 2b r Rubus fruticosus agg. + r 2a + r 2a + r 2a + r 2a Rubus idaeus ++ ++ ++ ++ Sambucus nigra +r r r r Stachys sylvaticus + Stellaria holostea 1 1 2b + + 2b + + + + Urtica dioica 4443

72 Teilprojekt Zoologie V

Abb. 10: Im Vergleich mit den außerhalb der Einzäunung liegenden Flächen wird der starke Einfluss der Rinder auf die Vegetationsstruktur nach den drei Beweidungsperioden deutlich. Der Bereich entlang des Zaunes ist zusätzlich durch starken Vertritt erheblich beeinflusst.

4 Diskussion Auch nach drei Beweidungsperioden zeigt sich aufgrund des Fraßverhaltens der Rinder kaum eine Veränderung in der Pflanzenartenzusammensetzung. Lediglich einzelne Pflanzen, insbesondere Baumkeimlinge, sind nach der Beweidung in den Probequadraten nicht mehr vorhanden gewesen (Tab. 5). Gleichzeitig sind aber auch neue Keimlinge hinzukommen, beispielsweise der Stiel-Eiche. Ob die Baumkeimlinge von den Rindern (mit)-gefressen werden, kann letztlich nur über direkte Beo- bachtung der Rinder geklärt werden. Ein gezieltes Abfressen durch die Rinder kann aber aufgrund ihres Fraßverhaltens von vornherein ausgeschlossen werden. Da die Keimlingen gerne von Mäusen gefressen werden, sind nach WASEM & HÄNE (2006) vor allem die Populationsdichten von Mäusen für das Keimlingsaufkommen entscheidend. Nach MAYER et al. (2002) führt der Vertritt von Rindern andererseits zu einer erhöhten Keimungsrate und damit zu einer erhöhten Keimlingsdichte. In umfangreichen Untersuchungen in den Schweizer Alpen konnte ebenfalls nur ein geringer Einfluss von Rindern auf Bäume und Baumwachstum festgestellt werden (MAYER et al. 2002), was diese vor allem auf das Fraßverhalten der Rinder zurückführen. Rinder sind mit ihrem breiten Maul und der rup- fenden Zunge in erster Linie auf Gräser spezialisiert und fressen nur geringfügig und nicht gezielt an Bäumen. Nur bei sehr hoher Dichte oder sehr kleinen Weiden werden Bäume aus Nahrungsmangel oder Langeweile stärker geschädigt. Den stärksten Einfluss auf die Waldverjüngung hatten Wildtiere, insbesondere Hirsche (MAYER et al. 2002, LISS 1988). Wesentliches für die Beurteilung eines Verbissschadens aus forstlicher Sicht ist zudem ob der Termi- naltrieb oder lediglich seitliche Triebe gefressen werden (REIMOSER 1999). Letztlich führt nur der Ver- biss des Terminaltriebes zu Wachstumsverzögerungen des Baumes (REIMOSER 1999, MAYER et al. 2002). Gleich den Beobachtungen von MAYER et al. (2002) wurden in Ritzerau die Bäume jedoch nur gering- fügig verbissen. Zumeist wurden von den Rindern lediglich die Blätter abgefressen. Ein forstlicher Schaden ist deshalb aus dem bisherigen Beweidungsverlauf nicht zu erkennen. SPATZ & RÖSCH (1990) sowie LISS (1988) fanden in ihren Untersuchungen teilweise starke Schädigungen von bis zu 10% des Bestandes durch Vertritt im Wurzelbereich, welcher nachfolgend das Eindringen von Rotfäu- lepilzen begünstigt. Dies konnte in Ritzerau bisher jedoch nicht beobachtet werden.

73 Teilprojekt Zoologie V

Im Gegensatz dazu zeigen sich große Veränderungen in der Vegetationsstruktur (Abb. 9), da ein Großteil der Pflanzen, bevorzugt aber Gräser und Sträucher bzw. deren Blätter, von den Rindern be- fressen werden. Auch Trittschäden an der Vegetation sind lokal bedeutsam, verändern die Vegetation der Gesamtfläche aber nur unwesentlich. Sie können jedoch wichtige Keimstellen für eine Besiedlung mit anderen Pflanzenarten sein. Besonders hervorzuheben ist die starke Auflichtung der Hecke entlang des Waldsaumes. Mehrere von den Rindern geschaffene Durchgänge in den Wald sowie das Abfressen der Blätter besonders bei der Schlehe führten zu einer Auflichtung des Waldesinnern. So ist zu vermuten, dass das stetige und neue Auftreten des Waldbrettspiels (Parage aegeria) in diesem Jahr auf die stärkere Besonnung des Bodens sowie der dort wachsenden Gräser einen ersten Erfolg der Waldbeweidung in Ritzerau darstellt.

5 Literatur

LISS, B.M. (1988): Versuche zur Waldweide – Der Einfluss von Weidevieh und Wild auf Verjüngung, Bodenvegetation und Boden im Bergmischwald der ostbayerischen Alpen –. Forstliche Forschungsbe- richte München Nr. 87, Schriftenreihe der Forstwirtschaftlichen Fakultät der Universität München, 179 S. MAYER, A.C., STÖCKLI, V., KONOLD, W., ESTERMANN, B.L. & KREUZER, M. (2002): Künftig noch Waldwei- de im Berggebiet? Ein Experiment zur Schaden-Nutzen-Analyse. In: Schriftenreihe aus dem Institut für Nutztierwissenschaften, Ernährung, Produkte, Umwelt, Bd. 23, S. 54-66, Zürich. REIMOSER, F. (1999): Hinweise zum richtigen Gebrauch von Verbisskennzahlen. – Schweiz. Z. Forstwes. 5: 184 - 186 SPATZ, G. & RÖSCH, K. (1990): Der Einfluss von Wild und Weidevieh auf die Naturverjüngung des Wal- des. In: Der Alm- und Bergbauer Nr. 11. S. 120-130, München. WASEM, U. & HÄNE, K. (2006): Einflüsse von Mäusen, Rehen und Brombeeren auf natürlich verjüngte Stieleichen. - Wald Holz 87, 3/06: 49-51.

74 Teilprojekt Schmetterlinge

Ergebnisse der Lichtfallenausbeute (nachtaktive Schmetterlinge) und ergänzender Aufsammlungen in 2009

Bearbeiter: Hartmut Roweck, Nikolay Savenkov

Auch in der Saison 2009 konnten zahlreiche Neufunde für die Fauna des Hofes Ritzerau und seines unmittelbaren Umfeldes gemacht werden. Konkret wurden am Standort Hofsee erstmalig 31 weitere Arten nachgewiesen, am Standort Ritzerauer Wald waren es sogar 46 Neufunde. Von den Neufunden am Hofsee wurden 20 Arten in nur je einem Exemplar notiert, in der Lichtfalle am Waldstandort wurden sogar 36 Arten in nur je einem Exemplar gefangen. Allein hieraus kann abgeleitet werden, dass wir bei der Erfassung der Schmetterlinge im Gebiet noch weit von einer auch nur annähernd vollständigen Übersicht entfernt sind.

Dass Operophtera fagata, die im November am Waldstandort geradezu massenhaft auftrat, bisher nicht notiert wurde, erklärt sich aus dem Umstand, dass die Flugzeit dieser Art normalerweise erst nach Abschluss der Fangsaison beginnt.

Eine Auswertung der phänologischen Daten aller bisherigen Funde ist für den Bericht für das Jahr 2010 vorgesehen. Im Folgenden werden die Neufunde kurz beschrieben und abgebildet, sowie Listen aller gefundenen Arten beigefügt.

Neufunde unter den am Standort Hofsee notierten Arten:

Kleinschmetterlinge:

Acleris lorquiniana 2 Nachweise (4.07. und 22.09.), Art der Feuchtwiesen, Larvalentwicklung in 2 Generationen an Lythrum salicaria, Imagines von Ende VI-VII und von Ende VIII-X.

Acrolepia autumnitella 2 Nachweise (30.07. und15.08.), an Solanum dulcamara gebundene Art unterschiedlicher Feuchtbio- tope, die Flugzeit beginnt Ende VII und reicht, nach Überwinterung, bis in den Mai des Folgejahres.

Acrolepiopsis assectella 2 Nachweise (09.06. und 15.07.), kulturfolgende Art mit Larvalentwicklung an Allium spp., die Imagi- nes sind fast ganzjährig anzutreffen (überwinternd) und entwickeln sich in 2-3 Generationen.

Agonopterix propinquella Ein Tier am 19.07. in der Lichtfalle am See, oligophage Art von Saum- und Grünlandstandorten mit Cirsium oder Carduus-Arten, Falter überwinternd)von VII-V des Folgejahres.

Alloclemensia mesospilella Ein Nachweis dieser Art am 08.07., Raupen an Ribes spp., vermutlich aus den angrenzenden Wäl- dern zugeflogen, Imagines von Ende V- Mitte VII.

75 Teilprojekt Schmetterlinge

Aphelia unitana Einmal (am 01.06.) notiert, Lebensraum dieser polyphagen Art sind unterschiedliche Grünlandstandor- te, Waldränder etc., Falter von Ende V-VII.

Caloptilia rufipennella Ein Nachweis (30.07.) am Hofsee, Art der Laubwälder und Parkanlagen mit Larvalentwicklung an Acer pseudoplatanus, Falter überwinternd von Ende VII-V im Folgejahr.

Celypha rufana “Überfällige” Art, die jedoch bisher nicht nachgewiesen werden konnte, ein Tier am 17.08., Lebens- raum sind Grünlandstandorte und Ruderalflächen, Raupen an verschiedenen krautigen Pflanzen, Falter von Ende VI-VIII.

Cnaemidophorus rhododactylus Ein Nachweis (17.07.) in der Lichtfalle am Hofsee, Sommerart der Gärten und Laubwälder mit Flugzeit von Ende VI-VIII, Larven an Rosa spp.

Coleophora artemisicolella Ein Tier am 23.07., vermutlich von Ruderalstandorten oder Waldrändern mit Artemisia vulgaris, der Raupennahrungspflanze, zugeflogen, Imagines von VII- Mitte VIII.

Elachista albidella 2 Nachweise (04.07. und 15.07.), Art der Moore, Sümpfe und Nasswiesen mit Eriophorum und Carex, Falter in VI und VII.

Emmetia angusticollella Einmal in der Lichtfalle am Hofsee (30.07.), Sommerart (Falter VI-VII) der Gärten, Laubwälder und Waldränder, Raupen an Rosa spp.

Evergestis aenealis Am 10.05. am Hofsee nachgewiesen, neu für die Fauna von Schleswig-Holstein! Möglicherweise als Migrant von trocken-mageren Grünlandstandorten zugewandert, Larvalent- wicklung an diversen Brassicaceae, Falter von V-VII.

Gypsonoma oppressana Ein Nachweis (26.06.) am Hofsee. Die Raupen leben an diversen Laubbäumen (oft Populus nigra) in Alleen, Parkanlagen und Laubmischwäldern unterschiedlicher Zusammensetzung, Falter in VI und VII.

Loxostege sticticalis Ein Nachweis dieser migrierenden Art (15.07.), polyphag an krautigen Pflanzen, Falter mit sehr ausgedehnter Präsenz in bis zu 3 Generationen von V-XI.

Nemaxera betulinella 2 Nachweise (01.06. und 17.07.) am Hofsee, Waldart mit Larvalentwicklung an Baumpilzen, Imagines von Mitte V-VIII.

Nymphula stagnata Mehrfach (03.08, 21.08., 27.08.) in der Lichtfalle am Hofsee, seltener als die übrigen Zünsler an Was- serpflanzen, Lebensraum Gewässer mit Sparganium spp. und Nuphar luteum, Hochsommerart (Falter in VII und VIII).

76 Teilprojekt Schmetterlinge

Phyllonorycter issikii Mehrfach in der Lichtfalle am Hofsee (11.08., 17.08.(2), 27.08. (2), 17.09, 25.09, 08.10 (2)), . Expansi- ve Art der Laubwälder, Parkanlagen etc. mit Linden (Tilia spp.), ganzjährig (Imagines überwinternd) in 2-3 Generationen.

Platytes cerussellus 2 Nachweise (18.06 (2) und 25.08.) am Hofsee, Lebensraum unterschiedliche Grünlandstandorte; Larvalentwicklung an diversen Poaceae, Falter von Ende V-VII, möglicherweise bisweilen eine 2. Ge- neration bildend.

Pseudopostega auritella 2 Nachweise (04.07. und 11.08.), Feuchtwiesenbewohner mit unklarer Biologie, Flugzeit Ende VI-Mitte VIII.

Pyrausta despicata Erst 2 Nachweise (08.07. (2) und 07.08.) am Hofsee, Falter in 2 Generationen von V-VIII im Grünland, Larven an Plantago spp.

Syncopacma larseniella Ein Nachweis (15.07.) am Hofsee, Grünlandart mit Raupenentwicklung an Lotus spp., Flugzeit VI-VII.

Udea ferrugalis Migrierende Art („Wanderfalter“), am 27.08. in der Lichtfalle am Hofsee notiert, Larven polyphag an krautigen Pflanzen, Falter ab V, mit Hauptauftreten von VIII-X.

Yponomeuta irrorella 2 Nachweise (06.07. und 19.07.) in der Lichtfalle am Hofsee, neu für die Fauna von Schleswig- Holstein! Eine sehr seltene und nur lokal auftretende Art lichter Laubwälder mit Beständen des Pfaf- fenhütchens (Euonymus europaeus), Imagines VII- Anfang August.

Zeiraphera isertana „Überfällige“ Art, bislang im Untersuchungsgebiet erst ein Nachweis (06.07.) dieses in Eichenmisch- wäldern, Alleen und Parkanlagen sonst nicht seltenen Falters (Larven an Quercus), Flugzeit von VII- Anfang VIII.

Großschmetterlinge:

Eupithecia dodoneata Ein Nachweis (03.05.) vom Hofsee, Laubwaldart, aber auch in Gärten und Parkanlagen mit Eichen (Larvaletwicklung an Quercus), Flugzeit im Mai.

Eupithecia inturbata Ein Falter am (23.07.) in der Lichtfalle am Hofsee, Art der Laubwälder und Parks, Raupen an Acer spp., Imagines von Mitte VII-VIII.

Lithophane furcifera Ein Nachweis (11.04.) dieser überwinternden Art unterschiedlicher Laubmischwälder, Raupen an diversen Laubgehölzen, Falter von IX-V im Folgejahr).

77 Teilprojekt Schmetterlinge

Orthosia miniosa Einmal in der Lichtfalle am See (23.04.), diese Frühlings-Art lebt in unterschiedlichen Laubmischwäl- dern und Parkanlagen im Siedlungsbereich, Raupen an Quercus und anderen Gehölzen, Falter von III-IV.

Parastichtis suspecta Erst ein Nachweis (08.07.) vom Hofsee, Lebensraum sind Gehölze mit Weiden und Birken, Larvalent- wicklung bei uns vor allem an Salix, Imagines von VII- Anfang VIII.

Pseudoterpna pruinata Am 11.08. 1 Ex. in der Lichtfalle am Seeufer, Nahrungspflanzen der Larven sind Ginsterarten, bei uns vor allem Cytisus scoparius, die Art lebt in Heiden, Moorgehölzen, an Waldrändern und dergleichen mit Flugzeit VII-VIII.

Acleris lorquiniana Acrolepia autumnitella Acrolepiopsis assectella

Agonopterix propinquella Alloclemensia mesospilella Aphelia unitana

Caloptilia rufipennella Celypha rufana Cnaemidophorus rhododactylus

78 Teilprojekt Schmetterlinge

Coleophora artemisicolella Elachista albidella Emmetia angusticollella

Evergestis aenealis Gypsonoma oppressana Loxostege sticticalis

Nemaxera betulinella Nymphula stagnata Phyllonorycter issikii

Platytes cerussellus Pseudopostega auritella Pyrausta despicata

Syncopacma larseniella Udea ferrugalis Yponomeuta irrorella

79 Teilprojekt Schmetterlinge

Zeiraphera isertana Eupithecia dodoneata Eupithecia inturbata

Lithophane furcifera Orthosia miniosa Parastichtis suspecta

Pseudoterpna pruinata

Neufunde unter den am Waldstandort notierten Arten:

Kleinschmetterlinge:

Aphelia unitana 2 Nachweise (07.06. und 11.06.) aus dem Laubwald, Lebensraumansprüche dieser nur lokal verbrei- teten Art kaum bekannt, bisweilen im Grünland und an Waldrändern, Larven polyphag an verschiedenen Pflanzen (u. a. Heracleum spp. und Rubus spp.), Flugzeit von Ende V-VII.

Argyresthia semifusca Einmal in der Lichtfalle am Waldstandort (30.07.) gefunden, Larvalentwicklung an Prunus padus, Fal- ter von Ende VII- Anfang IX.

80 Teilprojekt Schmetterlinge

Aristotelia brizella Ein Nachweis (25.08.) im Wald, vermutlich zugeflogen von küstennahen Standorten mit Armeria maritima oder Limonium vulgare, den Nahrungspflanzen der Raupen, Imagines in 2 Generationen von Ende V-VIII.

Blastodacna atra Erst ein Nachweis (30.07.) dieser in Obstgärten und lichten Laubwäldern mit Malus von VI-VII fliegen- den Art. Die Raupen minieren in jungen Trieben unter der Rinde, was i. d. R. zum Absterben der Zweige führt.

Bohemannia quadrimaculella Ein Tier am 30.07. im Laubwald, waldbewohnende Art mit Larvalentwicklung an Alnus glutinosa, Ima- gines von Ende VII- Mitte VIII.

Caloptilia rufipennella Ein Nachweis vom Waldstandort (30.07.), Lebensraum dieser als Imago überwinternden Art sind Laubwälder, Gärten und Parks mit Acer pseudoplatanus, der Nahrungspflanze der Raupen, Flugzeit Ende VII-V im Folgejahr.

Clepsis senecionana Bislang erst ein Nachweise (01.05.) im Laubwald, Raupen polyphag an diversen Gehölzen und krautigen Pflanzen, Falter V-VII.

Coleophora adjectella Ein Falter am 28.07. in der Lichtfalle am Waldstandort, neu für die Fauna von Schleswig-Holstein! Eine seltene und offenbar nur lokal auftretende Art mit weitgehend unbekannter Biologie, als Nah- rungspflanze wurde Prunus spinosa gemeldet, Flugzeit VII.

Coleophora badiipennella Ein Tier am 11.06. im Laubwald, Lebensraum Mischwälder, Alleen, Gärten mit Ulmus spp. als Nah- rungspflanze der Raupen, Flugzeit VI- Anfang VII.

Diplodoma laichartingella Erst ein Nachweis (06.06.), die Raupen leben von Flechten und totem organischem Material in Wäl- dern, die Imagines (bei dieser Sackträgerart entwickeln beide Geschlechter geflügelte Formen) fliegen V-VI.

Douglasia anchusella Am 23.07. in der Lichtfalle am Waldstandort, Lebensräume sind lückiges Grünland, Säume und Rude- ralfluren mit der Raupennahrungspflanze Anchusa officinalis, Falter in 2 Generationen von Ende V- Anfang VIII.

Ectoedemia atrifrontella Ein Tier (27.08.) am Waldstandort, neu für die Fauna von Schleswig-Holstein! Die Raupen minieren in der Rinde nicht zu starker Äste von Quercus (s. Abb.), Flugzeit von Ende VII- VIII.

81 Teilprojekt Schmetterlinge

Rindenminen von Ectoedemia atrifrontella an einem jungen Ast der Stieleiche.

Ectoedemia subbimaculella Erst einmal im Laubwald (03.06.) notiert, Lebensraum sind eichenreiche Laubwälder und Gehölze (Larven an Quercus), Falter von Ende V-VI.

Elachista bifasciella Ein Tier am 03.06. unter Wald, Lebensraum sind grasreiche halboffene Wälder, Raupen an diversen Poaceae, Falter im Juni.

Elachista gleichenella Am 02.07. ein Falter in der Lichtfalle im Laubwald, nutzt sehr unterschiedliche Lebensräume, von dunkelschattigen Nadelwäldern bis trockenwarme Kalkmagerrasen, sofern Carex-Arten oder einige andere grasartige Pflanzen vorkommen, Imagines von Mitte VI- Anfang VIII.

Epinotia abbreviana Ein Nachweis am 06.07. unter Wald, Laubwälder, Parkanlagen etc. mit Ulmus spp., möglicherweise auch an Acer campestre, Falter in VI-VII.

Epinotia nigricana 2 Nachweise vom Waldstandort (27.04. und 18.07.), besiedelt werden Mischwälder, Parkanlagen, Friedhöfe etc. mit Abies spp. als Nahrungspflanze der Raupen, Falter von Ende IV- Mitte VII.

Eulamprotes wilkella Am 17.07. in der Falle im Laubwald, vermutlich von küstennahen Sandtrockenrasen oder Rude- ralstandorten mit Cerastium holosteoides zugeflogen, Falter von Ende VI-VII, bisweilen eine 2. Gene- ration mit Faltern in VIII.

Gelechia rhombella Ein Nachweis unter Wald (17.07.), Lebensräume sind Gärten, lichte Laubwälder und Gehölze mit Ma- lus spp. und Pyrus communis, Falter von Ende VI- Anfang VIII.

82 Teilprojekt Schmetterlinge

Glyphipterix forsterella 2 Nachweise (26.05. und 03.06.) am Waldstandort, Larven an diversen Carex-Arten. Imagines von Ende V-VI.

Hypatopa binotella Am 07.08. unter Wald notiert; in Nadelwäldern (vor allem sandiger Böden), Larvalentwicklung an sich zersetzenden Koniferennadeln in der Streu, Imagines VI- Mitte VIII.

Loxostege sticticalis 2 Tiere am 30.07. in der Lichtfalle am Waldstandort, migrierende Art, polyphag an krautigen Pflanzen, Falter mit sehr ausgedehnter Präsenz in bis zu 3 Generationen von V-XI.

Monochroa tenebrella Am 17.07. im Wald notiert, Lebensräume sind Heiden und Grünlandstandorte mit Rumex acetosa, an deren Wurzeln die Raupen fressen, Imagines VI-VII.

Nemaxera betulinella Mehrfach in der Falle am Waldstandort (28.05., 17.07., 21.07., 26.07., 23.08.) nachgewiesen, Waldart mit Larvalentwicklung an Baumpilzen, Imagines von Mitte V-VIII.

Phalonidia gilvicomana Ein Exemplar am 09.08 unter Wald, neu für die Fauna von Schleswig-Holstein! Krautreiche Mischwälder mit Mycelis, Solidago und anderen Raupennahrungspflanzen, Falter Ende VI- Anfang VIII).

Phyllonorycter coryli Mehrfach in der Lichtfalle im Wald (14.05. (2), 03.06, 17.07., 11.08 (2)), besiedelt werden Laubwälder und Gehölze mit Corylus avellana, Falter in 2 Generationen V-VIII.

Phyllonorycter issikii 2 Tiere in der Lichtfalle im Wald am 25.08. Expansive Art der Laubwälder, Parkanlagen etc. mit Linden (Tilia spp.), ganzjährig (Imagines überwinternd) in 2-3 Generationen.

Phyllonorycter trifasciella Ein Tier am 26.05. im Wald, lokal nicht selten in Lebensräumen mit Lonicera periclemenum und Symphoricarpos, Falter in bis zu 3 Generationen pro Jahr, Hauptflugzeit V-VI, dann wieder im Herbst und gelegentlich noch bis XI.

Phyllonorycter tristrigella Ein Nachweis am Waldstandort (10.05.), sonst nicht selten in Laubwäldern und Parkanlagen mit Ul- mus spp., Falter in 2 Generationen V-VIII.

Platytes cerussellus Ein Nachweis von Waldstandort (18.06.), Lebensraum unterschiedliche Grünlandstandorte; Larva- lentwicklung an diversen Poaceae, Falter von Ende V-VII, möglicherweise bisweilen eine 2. Generati- on.

Stigmella hybnerella Ein Tier am 17.07. in der Lichtfalle im Wald, Falter in 2 Generationen von IV-VIII, Larvalentwicklung an Crataegus spp.

83 Teilprojekt Schmetterlinge

Teleiodes paripunctella Ein Tier am 24.05. unter Wald, Lebensraum sind unterschiedliche Gehölze mit Betula, Falter V-VI.

Teleiopsis diffinis Ein Nachweis vom Waldstandort (17.08.), besiedelt werden Grünlandbestände mit Rumex acetosa, Falter in 2 Generationen in VI und VII-VIII.

Großschmetterlinge:

Acronicta auricoma Erst ein Nachweis am Waldstandort (19.07.), besiedelt unterschiedliche Lebensräume, Larven polyphag an verschiedenen Kräutern und Gehölzen, Falter in 2 Generationen V- Anfang VIII.

Amphipoea lucens Am 19.08. 1 Tier in der Lichtfalle am Waldstandort, hauptsächlich werden Feuchtwiesen besiedelt, Larven polaphag an diversen krautigen Pflanzen, Imagines Ende VII- Anfang IX.

Conistra rubiginosa 2 Nachweise (03.11. und 11.11.) am Waldstandort, Laubwälder und Gehölze im Siedlungsbereich, Larvalentwicklung an verschiedenen Gehölzen (Quercus, Salix, Ulmus …) und krautigen Pflanzen (Plantago …), Falter überwinternd, in einer Generation von IX-IV im Folgejahr.

Eulithis populata Am 16.06., 28.06., 06.07. je ein Tier in der Lichtfalle im Wald, besiedelt werden Moore, Feuchtwiesen und –wälder mit Vaccinium myrtillus, Salix-, Betula- und Populus-Arten zur Larvalentwicklung, Imagi- nes Mitte VI- Anfang VIII.

Eupithecia egenaria Am 26.05. im Wald gefangen, Art Lindenreicher Mischwälder (Raupen an Tila spp., Falter V-VI.

Eupithecia indigata Ein Tier in der Lichtfalle im Wald (26.05.), Lebensraum sind Nadelwälder und Laubnadelmischwälder mit Pinus sylvestris als Raupennahrungspflanze, genutzt werden aber bisweilen ebenfalls Picea und Larix, Falter Ende IV- Anfang VIII.

Eupithecia innotata 2 Nachweise (30.07. und 07.08.) im Wald, Lebensräume sind Grünlandstandorte, Säume und Rude- ralflächen mit Artemisia vulgaris, Imagines VII-VIII.

Eupithecia inturbata 2 Nachweise im Wald (17.07. und 19.07.), Art der Laubwälder und Parks, Raupen an Acer spp., Ima- gines von Mitte VII-VIII.

Euxoa nigrofusca Erstnachweis für den Waldstandort am 23.07., diverse Offenlandbiotope, wo die Raupen an den Wur- zeln verschiedener Poaceae und krautiger Pflanzen leben, Falter VII-IX.

84 Teilprojekt Schmetterlinge

Meganola strigula Am 11.06. ein Tier in der Lichtfalle unter Wald, bevorzugt historisch alte Laubmischwälder, Hauptnah- rungspflanze der Raupen vermutlich Quercus, Imagines VI-VII.

Operophtera fagata Sehr zahlreich im November notiert, häufig im Spätjahr in Laubwäldern, Gehölzen im Siedlungsbe- reich, Parkanlagen etc., Larven polyphag an diversen Gehölzarten, Falter Ende X- Anfang XII.

Orthonama obstipata Migrierende Art, am 31.10. in der Lichtfalle am Waldstandort, Raupen an diversen krautigen Pflanzen, Falter in 2-3 Generationen, vor allem in der 2. Jahreshälfte.

Rhinoprora chloerata Bislang 2 Nachweise (16.06. und 18.06.) im Wald, die Art bevorzugt trocken-warme Habitate, wo die Futterpflanzen der Raupen (Prunus spp.) wachsen, Falter VI-VII.

Aphelia unitana Argyresthia semifusca Aristotelia brizella

Blastodacna atra Bohemannia quadrimaculella Caloptilia rufipennella

Clepsis senecionana Coleophora badiipennella Diplodoma laichartingella

85 Teilprojekt Schmetterlinge

Ectoedemia atrifrontella Ectoedemia subbimaculella Elachista bifasciella

Elachista gleichenella Epinotia abbreviana Epinotia nigricana

Eulamprotes wilkella Gelechia rhombella Glyphipterix forsterella

Hypatopa binotella Loxostege sticticalis Monochroa tenebrella

Nemaxera betulinella Phalonidia gilvicomana Phyllonorycter coryli

86 Teilprojekt Schmetterlinge

Phyllonorycter issikii Phyllonorycter trifasciella Phyllonorycter tristrigella

Stigmella hybnerella Teleiodes paripunctella Teleiopsis diffinis

Acronicta auricoma Amphipoea lucens Conistra rubiginosa

Eulithis populata Eupithecia egenaria Eupithecia indigata

Eupithecia innotata Eupithecia inturbata Euxoa nigrofusca

87 Teilprojekt Schmetterlinge

Meganola strigula Operophtera fagata Orthonama obstipata

Rhinoprora chloerata

Auflistung aller am Standort Hofsee notierten Arten:

Acentria ephemerella Aethes rupicola Achroia grisella Aethes smeathmanniana Acleris aspersana Agapeta hamana Acleris comariana Agnathosia mendicella Acleris emargana Agonopterix angelicella Acleris ferrugana Agonopterix arenella Acleris forsskaleana Agonopterix conterminella Acleris hastiana Agonopterix heracliana Acleris holmiana Agonopterix propinquella Acleris laterana Agriphila geniculea Acleris lorquiniana Agriphila inquinatella Acleris rhombana Agriphila selasella Acleris rufana Agriphila straminella Acleris shepherdana Agriphila tristella Acleris sparsana Agrotera nemoralis Acleris variegana Aleimma loeflingiana Acompsia cinerella Alloclemensia mesospilella Acrobasis consociella Alucita hexadactyla Acrocercops brongniardella Amblyptilia acanthadactyla Acrolepia autumnitella Anacampsis populella Acrolepiopsis assectella Anania verbascalis Adaina microdactyla Anarsia spartiella Adela croesella Ancylis achatana Adela reaumurella Ancylis apicella Adoxophyes orana Ancylis badiana Aethes cnicana Ancylis diminutana Aethes rubigana Ancylis geminana

88 Teilprojekt Schmetterlinge

Ancylis laetana Bedelia somnulentella Ancylis mitterbacheriana Bisignia procerella Ancylis obtusana Blastesthia turionella Ancylis subacurana Blastodacna hellerella Ancylis unculana Borkhausenia fuscescens Anthophila fabriciana Borkhausenia luridicomella Aphelia paleana Borkhausenia minutella Aphelia unitana Brachmia blandella Aphomia sociella Brachmia inornatella Aphomia zelleri Bryotropha galbanella Apotomis betuletana Bryotropha senectella Apotomis capreana Bryotropha similis Apotomis infida Bryotropha terrella Apotomis semifasciana Bucculatrix bechsteinella Apotomis turbidana Bucculatrix demaryella Aproaerema anthyllidella Bucculatrix frangutella Archinemapogon yildizae Bucculatrix thoracella Archips crataegana Bucculatrix ulmella Archips oporana Calamatropha paludella Archips podana Callisto denticulella Archips rosana Caloptilia alchimiella Archips xylosteana Caloptilia betulicola Argolamprotes micella Caloptilia elongella Argyresthia albistria Caloptilia falconipennella Argyresthia bergiella Caloptilia fidella Argyresthia bonnetella Caloptilia populetorum Argyresthia brockeella Caloptilia robustella Argyresthia conjugella Caloptilia rufipennella Argyresthia fundella Caloptilia semifusca Argyresthia glabratella Caloptilia stigmatella Argyresthia glaucinella Calybites phasianipennella Argyresthia goedartella Cameraria ohridella Argyresthia pruniella Capua vulgana Argyresthia pygmaeella Carcina quercana Argyresthia semitestacella Caryocolum blandella Argyresthia sorbiella Caryocolum fraternellum Argyresthia spinosella Caryocolum kroesmanniella Argyresthia trifasciata Caryocolum tricolorella Aroga velocella Cataclystis lemnata Aspilapteryx tringipennella Catoptria falsella Assara terebrella Catoptria margaritella Athrips mouffetella Catoptria osthelderi Bactra furfurana Catoptria pinella Bactra lacteana Catoptria verellus Bactra lancealana Cedestis gysseleniella Bactra robustana Celypha lacunana Batia internella Celypha rufana Batia lunaris Celypha striana Batrachedra pinicolella Chilo phragmitella Batrachedra praeangusta Chionodes electella

89 Teilprojekt Schmetterlinge

Chionodes tragicella Coleophora peribenanderi Choristoneura hebenstreitella Coleophora prunifoliae Chrysoestia drurella Coleophora saxicolella Chrysoteuchia culmella Coleophora serratella Clepsis spectrana Coleophora solitariella Cnaemidophorus rhododactylus Coleophora spinella Cnephasia asseclana Coleophora sternipennella Cnephasia communana Coleophora striatipennella Cnephasia genitalana Coleophora taeniipennella Cnephasia incertana Coleophora tamesis Cnephasia longana Coleophora therinella Cnephasia pasiuana Coleophora trifolii Cnephasia stephensiana Coleophora trochilella Cochylidia implicitana Coleophora versurella Cochylidia rupicola Coleophora zelleriella Cochylis dubitana Conobathra repandana Cochylis nana Conobathra tumidana Cochylis posterana Cosmiotes exactella Coleophora albidella Cosmopterix lienigiella Coleophora albitarsella Cosmopterix orichalcea Coleophora alcyonipennella Crambus lathoniellus Coleophora alticolella Crambus pascuella Coleophora anatipenella Crambus perlella Coleophora argentula Crambus pratella Coleophora artemisicolella Crambus silvella Coleophora atriplicis Crambus uliginosellus Coleophora betulella Crassa tinctella Coleophora binderella Crassa unitella Coleophora caespititiella Croesia bergmanniana Coleophora currucipennella Cryptoblabes bistriga Coleophora deauratella Cydia amplana Coleophora flavipennella Cydia fagiglandana Coleophora follicularis Cydia funebrana Coleophora gallipennella Cydia illutana Coleophora glaucicolella Cydia inquinatana Coleophora gryphipennella Cydia nigricana Coleophora hemerobiella Cydia pomonella Coleophora ibipennella Cydia splendana Coleophora jaernaensis Cydia strobilella Coleophora kuehnella Denisia similella Coleophora laricella Denisia stipella Coleophora limosipennella Depressaria albipunctella Coleophora lineolea Depressaria daucella Coleophora lithargyrinella Diasemia reticularis Coleophora lusciniaepennella Dichelia histrionana Coleophora lutipennella Dichomeris marginella Coleophora mayrella Dichomeris ustalella Coleophora milvipennis Dichrorampha flavidorsana Coleophora otidipennella Dichrorampha plumbana Coleophora pennella Dichrorampha simpliciana

90 Teilprojekt Schmetterlinge

Dioryctria abietella Epinotia nanana Dipleurina lacustrata Epinotia nisella Diurnea fagella Epinotia ramella Diurnea lipsiella Epinotia signatana Donacaula forficella Epinotia solandriana Donacaula mucronella Epinotia subocellana Eana incanana Epinotia tedella Eccopisa effractella Epinotia tenerana Ectoedemia albifasciella Epinotia tetraquetrana Ectoedemia atricollis Eratophyes amasiella Ectoedemia sericopeza Eriocrania sparrmannella Eidophasia messingiella Eriocrania subpurpurella Elachista adscitella Ethmia quadrillella Elachista albidella Eucalybites auroguttella Elachista albifrontella Eucosma campoliliana Elachista alpinella Eucosma cana Elachista apicipunctella Eucosma hohenwartiana Elachista argentella Eucosma metzneriana Elachista canapennella Eucosmomorpha albersana Elachista freyerella Eudemis porphyrana Elachista monosemiella Eudonia mercurella Elachista poae Eudonia sudetica Elachista pollinariella Eudonia truncicolella Elachista pomerana Eulamprotes atrella Elachista subalbidella Eulamprotes unicolorella Elachista utonella Eulia ministrana Elophila nymphaeata Eupoecilia angustana Emmelia monodactyla Eurrhypara hortulata Emmetia angusticollella Euzophera pinguis Emmetia marginea Evergestis aenealis Enarmonia formosana Evergestis extimalis Endothenia ericetana Evergestis forficalis Endothenia marginana Evergestis frumentalis Endothenia nigricostana Evergestis limbata Endothenia pullana Evergestis pallidata Endothenia quadrimaculana Exaeretia allisella Endotricha flammealis Gelechia cuneatella Endrosis sarcitrella Gelechia muscosella Epagoge grotiana Gelechia nigra Epermenia chaerophyllella Gelechia scotinella Epermenia illigerella Gelechia sororculella Epiblema foenella Glyphipterix simpliciella Epinotia brunnichiana Glyphipterix thrasonella Epinotia demarniana Gracillaria syringella Epinotia fraternana Gynnidomorpha alismana Epinotia grandaevana Gypsonoma dealbana Epinotia granitana Gypsonoma oppressana Epinotia immundana Gypsonoma sociana Epinotia isertana Haplotinea insectella Epinotia maculana Harpella forficella

91 Teilprojekt Schmetterlinge

Hedya dimidiana Monopis monachella Hedya nubiferana Monopis weaverella Hedya ochroleucana Morophaga choragella Hedya pruniana Myelois circumvoluta Hedya salicella Narycia duplicella Helcystogramma lutatella Nascia cilialis Helcystogramma rufescens Nemapogon betulinella Herrichia excelsella Nemapogon clematella Hoffmannophila pseudospretella Nemapogon cloacella Homoeosoma nebulella Nemapogon granella Hypatima rhomboidella Nemapogon picarella Hypospygia costalis Nemapogon wolffiella Incurvaria koerneriella Nematopogon adansoniella Incurvaria masculella Nematopogon metaxella Incurvaria oehlmaniella Nematopogon robertella Incurvaria praelatella Nematopogon schwarziellus Isophrictis anthemidella Nematopogon swammerdamella Isophrictis striatella Nemaxera betulinella Isotrias rectifasciana Nemophora degeerella Lampronia corticella Nemophora ochsenheimerella Lampronia flavimitrella Neofaculta ericetella Lathronympha strigana Nephopterix angustella Leucoptera lustratella Niditinea striolella Leucospilapteryx omissella Nomophila noctuella Limnaecia phragmitella Notocelia cynosbatella Lobesia abscisana Notocelia roborana Lobesia reliquana Notocelia rosaecolana Lobesia virulenta Notocelia trimaculana Loxostege sticticalis Notocelia uddmanniana Luquetia lobella Nymphula stagnata Lyonetia clerkella Ocnerostoma friesei Lyonetia prunifoliella Ocnerostoma piniariella Metendothenia atropunctana Oecophora bractella Metzneria lappella Olindia schumacherana Micropterix aureatella Oncocera semirubella Micropterix tunbergella Opostega salaciella Mompha divisella Opsibotys fuscalis Mompha epilobiella Ornixola caudulatella Mompha langiella Ortholepis betulae Mompha locupletella Orthopygia glaucinalis Mompha ochraceella Orthotaenia undulana Mompha propinquella Orthotelia sparganella Mompha raschkiella Ostrinia nubilalis Mompha sturnipennella Ostrinia palustralis Mompha subbistrigella Ovendenia lienigianus Mompha terminella Palpita unionalis Monochroa arundinetella ?? Pammene fasciana Monochroa conspersella Pammene germmana Monochroa lutulentella Pammene ignorata Monochroa niphognatha Pandemis cerasana

92 Teilprojekt Schmetterlinge

Pandemis cinnamomeana Phyllonorycter oxyacanthae Pandemis corylana Phyllonorycter platanoidella Pandemis dumetana Phyllonorycter platanoidella Pandemis heparana Phyllonorycter quercifoliella Parachronistis albiceps Phyllonorycter rajella Parapoynx stratiotata Phyllonorycter sagitella Paraswammerdamia albicapitella Phyllonorycter salicicolella Paraswammerdamia lutarea Phyllonorycter salictella Parornix anglicella Phyllonorycter schreberella Parornix betulae Phyllonorycter sorbi Parornix carpinella Phyllonorycter spinicolella Parornix devoniella Phyllonorycter stettinensis Parornix fagivora Phyllonorycter strigulatella Parornix finitimella Phyllonorycter tenerella Parornix scoticella Phyllonorycter ulmifoliella Parornix torquillella Phyllonyrycter coryli Pediasia contaminella Phyllonyrycter corylifoliella Pediasia fascelinella Phylloporia bistrigella Pempelia palumbella Platyptilia gonodactyla Perinephela lancealis Platyptilia pallidactyla Phalonidia manniana Platytes alpinella Phiaris micana Platytes cerussellus Phiaris palustrana Pleuroptya ruralis Phiaris schulziana Plutella porrectella Phlyctaenia coronata Plutella xylostella Phlyctaenia perlucidalis Prays fraxinella Phlyctaenia stachydalis Prays ruficeps Phyllonorycter issikii Pristerognatha fuligana Phtheochroa inopiana Prochoreutis myllerana Phycita roborella Prochoreutis sehestediana Phycitodes albatella Psammotis pulveralis Phycitodes binaevella Pselnophorus heterodactyla Phycitodes maritima Pseudargyrotoza conwagana Phyllocnistis saligna Pseudatemelia flavifrontella Phyllocnistis unipunctella Pseudatemelia josephinae Phyllonorycter blancardella Pseudatemelia subochreella Phyllonorycter connexella Pseudohermenias abietana Phyllonorycter dubitella Pseudopostega auritella Phyllonorycter emberizaepennella Pseudopostega crepusculella Phyllonorycter esperella Pseudosciaphila branderiana Phyllonorycter geniculella Pseudoswammerdamia combinella Phyllonorycter harrisella Pseudotelphusa scalella Phyllonorycter heegeriella Psyche casta Phyllonorycter hilarella Pterophorus pentadactyla Phyllonorycter issikii Ptycholoma lecheana Phyllonorycter kleemannella Ptycholomoides aeriferana Phyllonorycter lautella Pyla fusca Phyllonorycter maestingella Pyrausta aurata Phyllonorycter muelleriella Pyrausta despicata Phyllonorycter nicellii Pyrausta purpuralis

93 Teilprojekt Schmetterlinge

Recurvaria leucatella Teleiodes saltuum Recurvaria nanella Thiodia citrana Rhopobota naevana Tinea columbariella Rhyacionia pinicolana Tinea semifulvella Rhyacionia pinivorana Tinea trinotella Roeslerstammia erxlebella Tischeria ekebladella Salebriopsis albicilla Tortricodes alternella Schiffermuelleria schaefferella Tortrix viridana Schoenobius gigantella Trachycera advenella Schreckensteinia festaliella Trachycera marmorea Sciota adelphella Triaxomera fulvimitrella Sciota hostilis Triaxomera parasitella Scoparia ambigualis Triodia sylvina Scoparia basistrigalis Udea ferrugalis Scoparia conicella Udea lutealis Scoparia pyralella Udea olivalis Scrobipalpa acuminatella Udea prunalis Scrobipalpa atriplicella Witlesia pallida Scrobipalpula psilella Yponomeuta cagnagella Semioscopis steinkellneriana Yponomeuta evonymella Sitochroa verticalis Yponomeuta irrorella Spatalistis bifasciana Yponomeuta padella Spilosoma laricana Yponomeuta plumbella Spilosoma ocellana Yponomeuta rorrella Stathmopoda pedella Yponomeuta sedella Stenolechia gemmella Ypsolopha dentella Stenolechiodes pseudogemmella Ypsolopha horridella Stenoptilia cyaneimarmorella Ypsolopha nemorella Stigmella assimilella Ypsolopha parenthesella Stigmella atricapitella Ypsolopha scabrella Stigmella carpinella Ypsolopha sequella Stigmella hemargyrella Ypsolopha ustella Stigmella obliquella Ypsolopha vittella Stigmella roborella Ypsolophus alpella Stigmella ruficapitella Ypsolopus mucronella Stigmella salicis Zeiraphera griseana Stigmella tityrella Zeiraphera isertana Stigmella trimaculella Zelleria hepariella Strophedra nitidana Zelotherses unitana Strophedra weirana Swammerdamia caesiella Swammerdamia pyrella Synaphe punctalis Syncopacma larseniella Syndemis musculana Taleporia tubulosa Teleiodes fugitivella Teleiodes luculella Teleiodes notatella Teleiodes proximella

94 Teilprojekt Schmetterlinge

Macros Macros Abraxas grossulariata Apamea sordens Abrostola tripartita Apamea unanimis Abrostola triplasia Apeira syringaria Acasis viretata Aplocera efformata Acronicta aceris Apocheima hispidaria Acronicta alni Apoda limacodes Acronicta auricoma Archanara algae Acronicta leporina Archanara dissoluta Acronicta megacephala Archanara geminipuncta Acronicta psi Archanara neurica Acronicta rumicis Archanara sparganii Acronicta strigosa Arctia caja Acronicta tridens Arctornis l-nigrum Actinotia polyodon Arenostola phragmitidis Aethalura punctulata Arichanna melanaria Aglia tau Asteroscopus sphinx Agriopis aurantiaria Asthena albulata Agriopis marginaria Atethmia centrago Agrochola circellaris Atolmis rubricollis Agrochola litura Autographa buraetica Agrochola lota Autographa gamma Agrochola macilenta Autographa jota Agrotis clavis Autographa pulchrina Agrotis exclamationis Axylia putris Agrotis ipsilon Bena bicolorana Agrotis puta Biston betularia Agrotis segetum Biston strataria Agrotis vestigialis Blepharita satura Alcis repandata Bupalus piniaria Aleucis distinctata Cabera exanthemata Allophyes oxyacanthae Cabera pusaria Alsophila aescularia Callimorpha dominula Ammoconia caecimacula Calliteara pudibunda Amphipoea fucosa Calospilos sylvata Amphipoea oculea Campaea margaritata Amphipyra pyramidea Camptogramma bilineata Amphipyra tragopoginis Caradrina morpheus Anaplectoides prasina Catocala fraxini Angerona prunaria Catocala nupta Anticlea badiata Celaena leucostigma Anticlea derivata Cepphis advenaria Anticollix sparsata Cerapteryx graminis Apamea anceps Cerastis leucographa Apamea crenata Charanyca trigrammica Apamea lithoxylaea Chesias legatella Apamea monoglypha Chiasmia clathrata Apamea ophiogramma Chilodes maritima Apamea remissa Chloroclysta citrata Apamea scolopacina Chloroclysta siterata

95 Teilprojekt Schmetterlinge

Chloroclysta truncata Drymonia dodonaea Chloroclystis v-ata Drymonia obliterata Chortodes fluxa Drymonia ruficornis Chortodes pygmina Dryobotodes eremita Cidaria fulvata Dypterygia scabriuscula Cilix glaucata Earias clorana Clostera anachoreta Earias vernana Clostera curtula Ecliptopera capitata Clostera pigra Ecliptopera silaceata Coenobia rufa Ectropis crepuscularia Colobochyla salicalis Eilema complana Colocasia coryli Eilema depressa Colostygia pectinataria Eilema griseola Colotois pennaria Eilema lurideola Comibaena bajularia Eilema lutarella Conistra rubiginea Eilema sororcula Conistra vaccinii Elaphira venustula Cosmia pyralina Electrophaes corylata Cosmia trapezina Enargia paleacea Cosmorhoe ocellata Ennomos alniaria Cossus cossus Ennomos autumnaria Costaconvexa polygrammata Ennomos fuscantaria Craniophora ligustri Ennomos quercinaria Crocallis elinguaria Epione repandaria Cryphia algae Epirrhoe alternata Cucullia fraudatrix Epirrhoe rivata Cucullia umbratica Epirrhoe tristata Cybosia mesomella Epirrita autumnata Cyclophora albipunctata Epirrita christyi Cyclophora linearia Epirrita dilutata Cyclophora pendularia Erannis defoliaria Cyclophora porata Eublemma minutata Cyclophora punctaria Eucarta virgo Cymatophorina diluta Euchoeca nebulata Deilephila elpenor Eugnorisma depuncta Deilephila porcellus Eulithis mellinata Deltote bankiana Eulithis prunata Deltote deceptoria Eulithis pyraliata Deltote uncula Euphyia unangulata Dendrolimus pini Eupithecia abbreviata Diachrysia chrysitis Eupithecia absinthiata Diachrysia tutti Eupithecia assimilata Diaphora mendica Eupithecia centaureata Diarsia brunnea Eupithecia dodoneata Diarsia mendica Eupithecia exiguata Diarsia rubi Eupithecia icterata Dichonia aprilina Eupithecia intricata Discestra trifolii Eupithecia inturbata Drepana curvatula Eupithecia lanceata Drepana falcataria Eupithecia lariciata

96 Teilprojekt Schmetterlinge

Eupithecia nanata Hyles galii Eupithecia ochridata Hyloicus pinastri Eupithecia pusillata Hypena proboscidalis Eupithecia satyrata Hypena rostralis Eupithecia selinata Hypenodes humidalis Eupithecia spec. Hypomecis punctinalis Eupithecia subfuscata Hypomecis roboraria Eupithecia succenturiata Idaea aversata Eupithecia tantillaria Idaea biselata Eupithecia tenuiata Idaea deversaria Eupithecia tripunctaria Idaea dimidiata Eupithecia trisignaria Idaea emarginata Eupithecia valerianata Idaea fuscovenosa Eupithecia virgaureata Idaea muricata Eupithecia vulgata Idaea ochrata Euplexia lucipara Idaea seriata Euproctis chrysorrhoea Ipimorpha subtusa Euproctis similis Ipimorpha retusa Eupsilia transversa Itame brunneata Eurois occulta Jodis lactearia Eustroma reticulata Korscheltellus lupulina Euthrix potatoria Lacanobia contigua Falcaria lacertinaria Lacanobia oleracea Furcula bicuspis Lacanobia suasa Furcula bifida Lacanobia thalassina Furcula furcula Lampropteryx suffumata Geometra papilionaria Laothoe populi Gluphisia crenata Larentia clavaria Gortyna flavago Lasiocampa quercus Graphiphora augur Laspeyria flexula Gymnoscelis rufifasciata Leucodonta bicoloria Habrosyne pyritoides Leucoma salicis Hada plebeja Ligdia adustata Hadena bicruris Lithophane furcifera Hadena rivularis Lithophane socia Harpyia milhauseri Lobophora halterata Hemithea aestivaria Lomaspilis marginata Hepialus humuli Lomographa bimaculata Herminia grisealis Lomographa temerata Herminia tarsicrinalis Luperina testacea Heterogenea asella Lycia hirtaria Hoplodrina ambigua Lycophotia porphyrea Hoplodrina blanda Lymantria monacha Hoplodrina octogenaria Macaria alternata Hydraecia micacea Macaria liturata Hydrelia flammeolaria Macaria notata Hydrelia sylvata Macaria signaria Hydriomena furcata Macaria wauaria Hydriomena impluviata Macdunnoughia confusa Hylaea fasciaria Macrochilo cribrumalis

97 Teilprojekt Schmetterlinge

Macrothylacia rubi Opisthograptis luteolata Malacosoma neustria Orgyia antiqua Mamestra brassicae Orthonama vittata Meganola albula Orthosia cerasi Melanchra persicariae Orthosia cruda Melanchra pisi Orthosia gothica Melanthia procellata Orthosia gracilis Mesapamea secalella Orthosia incerta Mesapamea secalis Orthosia miniosa Mesoleuca albicillata Orthosia munda Mesoligia furuncula Orthosia populeti Mesoligia literosa Ourapteryx sambucaria Miltochrista miniata Pachetra sagittigera Mimas tiliae Panolis flammea Minucia lunaris Panthea coenobita Moma alpium Paradarisa consonaria Mythimna albipuncta Paradrina clavipalpis Mythimna comma Paradrina selini Mythimna conigera Parascotia fuliginaria Mythimna ferrago Parastichtis suspecta Mythimna flammea Parastichtis ypsillon Mythimna impura Parectropis similaria Mythimna obsoleta Pelosia muscerda Mythimna pallens Pelosia obtusa Mythimna pudorina Pelurga comitata Mythimna straminea Pennithera firmata Mythimna turca Peribatodes rhomboidaria Noctua comes Peribatodes secundaria Noctua fimbriata Peridea anceps Noctua interjecta Perizoma affinitata Noctua janthe Perizoma alchemillata Noctua janthina Perizoma didymata Noctua orbona Perizoma flavofasciata Noctua pronuba Petrophora chlorosata Nola confusalis Phalera bucephala Nola cucullatella Pharmacis fusconebulosa Nonagria typhae Pheosia gnoma Notodonta dromedarius Pheosia tremula Notodonta tritophus Philereme transversata Notodonta ziczac Philereme vetulata Nycteola asiatica Phlogophora meticulosa Nycteola revayana Photedes minima Ochropacha duplaris Phragmatiphila nexa Ochropleura plecta Phragmatobia fuliginosa Odontopera bidentata Phymatopus hecta Oligia fasciuncula Plagodis dolabraria Oligia latruncula Plemyria rubiginata Oligia strigilis Plusia festucae Oligia versicolor Plusia putnami Operophthera brumata Poecilocampa populi

98 Teilprojekt Schmetterlinge

Polia nebulosa Timandra griseata Polychrysia moneta Trachea atriplicis Proserpinus proserpina Trichopteryx carpinata Protodeltote pygarga Triodia sylvina Pseudoips prasinana Trisateles emortualis Pseudoterpna pruinata Tyria jacobaeae Pterapherapteryx sexalata Watsonalla binaria Pterostoma palpina Watsonalla cultraria Ptilodon capucina Xanthia aurago Ptilodon cucullina Xanthia citrago Ptilophora plumigera Xanthia icteritia Pyrrhia umbra Xanthia togata Rheumaptera undulata Xanthorhoe biriviata Rhinoprora rectangulata Xanthorhoe designata Rhizedra lutosa Xanthorhoe ferrugata Rivula sericealis Xanthorhoe fluctuata Rusina ferruginea Xanthorhoe montanata Schrankia costaestrigalis Xanthorhoe quadrifasciata Scoliopteryx libatrix Xanthorhoe spadicearia Scopula floslactata Xestia baja Scopula immutata Xestia c-nigrum Scopula nigropunctata Xestia rhomboidea Scopula rubiginata Xestia sexstrigata Scopula ternata Xestia triangulum Scotopteryx chenopodiata Xestia xanthographa Sedina buettneri Xylocampa areola Selenia dentaria Zanclognatha tarsipennalis Selenia lunularia Selenia tetralunaria Simyra albovenosa Smerinthus ocellata Spagania luctuata Sphinx ligustri Spilosoma lubricipeda Spilosoma lutea Spilosoma urticae Stauropus fagi Syngrapha interrogationis Tethea or Tetheella fluctuosa Thalera fimbrialis Thalpophila matura Thaumetopoea processionea Thera britannica Thera juniperata Thera obeliscata Tholera decimalis Thumatha senex Thyatira batis Timandra comae

99 Teilprojekt Schmetterlinge

Auflistung aller am Waldstandort notierten Arten:

Acentria ephemerella Ancylis geminana Achroia grisella Ancylis laetana Acleris aspersana Ancylis mitterbacheriana Acleris comariana Ancylis obtusana Acleris emargana Ancylis subacurana Acleris ferrugana Ancylis unculana Acleris forsskaleana Anthophila fabriciana Acleris hastiana Aphelia paleana Acleris holmiana Aphelia unitana Acleris laterana Aphomia sociella Acleris rhombana Aphomia zelleri Acleris rufana Apotomis betuletana Acleris shepherdana Apotomis capreana Acleris sparsana Apotomis infida Acleris variegana Apotomis semifasciana Acompsia cinerella Apotomis turbidana Acrobasis consociella Aproaerema anthyllidella Acrocercops brongniardella Archinemapogon yildizae Adaina microdactyla Archips crataegana Adela croesella Archips oporana Adela reaumurella Archips podana Adoxophyes orana Archips rosana Aethes cnicana Archips xylosteana Aethes rubigana Argolamprotes micella Aethes rupicola Argyresthia albistria Aethes smeathmanniana Argyresthia bergiella Agapeta hamana Argyresthia bonnetella Agnathosia mendicella Argyresthia brockeella Agonopterix angelicella Argyresthia conjugella Agonopterix arenella Argyresthia fundella Agonopterix conterminella Argyresthia glabratella Agonopterix heracliana Argyresthia glaucinella Agriphila geniculea Argyresthia goedartella Agriphila inquinatella Argyresthia laevigatella Agriphila selasella Argyresthia pruniella Agriphila straminella Argyresthia pygmaeella Agriphila tristella Argyresthia semifusca Agrotera nemoralis Argyresthia semitestacella Aleimma loeflingiana Argyresthia sorbiella Alucita hexadactyla Argyresthia spinosella Amblyptilia acanthadactyla Argyresthia trifasciata Anacampsis populella Aristotelia brizella Anania verbascalis Aroga velocella Anarsia spartiella Aspilapteryx tringipennella Ancylis achatana Assara terebrella Ancylis apicella Athrips mouffetella Ancylis badiana Bactra furfurana Ancylis diminutana Bactra lacteana

100 Teilprojekt Schmetterlinge

Bactra lancealana Catoptria pinella Bactra robustana Catoptria verellus Batia internella Cedestis gysseleniella Batia lunaris Celypha lacunana Batrachedra pinicolella Celypha striana Batrachedra praeangusta Chilo phragmitella Bedelia somnulentella Chionodes electella Bisignia procerella Chionodes tragicella Blastesthia turionella Choristoneura hebenstreitella Blastodacna atra Chrysoestia drurella Blastodacna hellerella Chrysoteuchia culmella Bohemannia quadrimaculella Clepsis senecionana Borkhausenia fuscescens Clepsis spectrana Borkhausenia luridicomella Cnephasia asseclana Borkhausenia minutella Cnephasia communana Brachmia blandella Cnephasia genitalana Brachmia inornatella Cnephasia incertana Bryotropha galbanella Cnephasia longana Bryotropha senectella Cnephasia pasiuana Bryotropha similis Cnephasia stephensiana Bryotropha terrella Cochylidia implicitana Bucculatrix bechsteinella Cochylis dubitana Bucculatrix demaryella Cochylis nana Bucculatrix frangutella Cochylis posterana Bucculatrix thoracella Coleophora adjectella Bucculatrix ulmella Coleophora albidella Calamatropha paludella Coleophora albitarsella Callisto denticulella Coleophora alcyonipennella Caloptilia alchimiella Coleophora alticolella Caloptilia betulicola Coleophora anatipenella Caloptilia elongella Coleophora argentula Caloptilia falconipennella Coleophora atriplicis Caloptilia fidella Coleophora badiipennella Caloptilia populetorum Coleophora betulella Caloptilia robustella Coleophora binderella Caloptilia rufipennella Coleophora caespititiella Caloptilia semifusca Coleophora currucipennella Caloptilia stigmatella Coleophora deauratella Calybites phasianipennella Coleophora flavipennella Cameraria ohridella Coleophora follicularis Capua vulgana Coleophora gallipennella Carcina quercana Coleophora glaucicolella Caryocolum blandella Coleophora gryphipennella Caryocolum fraternellum Coleophora hemerobiella Caryocolum kroesmanniella Coleophora ibipennella Caryocolum tricolorella Coleophora jaernaensis Cataclystis lemnata Coleophora kuehnella Catoptria falsella Coleophora laricella Catoptria margaritella Coleophora limosipennella Catoptria osthelderi Coleophora lineolea

101 Teilprojekt Schmetterlinge

Coleophora lithargyrinella Diasemia reticularis Coleophora lusciniaepennella Dichelia histrionana Coleophora lutipennella Dichomeris marginella Coleophora mayrella Dichomeris ustalella Coleophora milvipennis Dichrorampha flavidorsana Coleophora otidipennella Dichrorampha plumbana Coleophora pennella Dichrorampha simpliciana Coleophora peribenanderi Dioryctria abietella Coleophora prunifoliae Dipleurina lacustrata Coleophora saxicolella Diplodoma laichartingella Coleophora serratella Diurnea fagella Coleophora solitariella Diurnea lipsiella Coleophora spinella Donacaula forficella Coleophora sternipennella Donacaula mucronella Coleophora striatipennella Douglasia anchusella Coleophora taeniipennella Eana incanana Coleophora tamesis Eccopisa effractella Coleophora therinella Ectoedemia albifasciella Coleophora trifolii Ectoedemia atricollis Coleophora trochilella Ectoedemia atrifrontella Coleophora versurella Ectoedemia sericopeza Coleophora zelleriella Ectoedemia subbimaculella Conobathra repandana Eidophasia messingiella Conobathra tumidana Elachista adscitella Cosmiotes exactella Elachista albifrontella Cosmopterix lienigiella Elachista alpinella Cosmopterix orichalcea Elachista apicipunctella Crambus lathoniellus Elachista argentella Crambus pascuella Elachista bifasciella Crambus perlella Elachista canapennella Crambus pratella Elachista freyerella Crambus silvella Elachista gleichenella Crambus uliginosellus Elachista monosemiella Crassa tinctella Elachista poae Crassa unitella Elachista pollinariella Croesia bergmanniana Elachista pomerana Cryptoblabes bistriga Elachista subalbidella Cydia amplana Elachista utonella Cydia fagiglandana Elophila nymphaeata Cydia funebrana Emmelia monodactyla Cydia illutana Emmetia marginea Cydia inquinatana Enarmonia formosana Cydia nigricana Endothenia ericetana Cydia pomonella Endothenia marginana Cydia splendana Endothenia nigricostana Cydia strobilella Endothenia pullana Denisia similella Endothenia quadrimaculana Denisia stipella Endotricha flammealis Depressaria albipunctella Endrosis sarcitrella Depressaria daucella Epagoge grotiana

102 Teilprojekt Schmetterlinge

Epermenia chaerophyllella Gelechia nigra Epermenia illigerella Gelechia rhombella Epiblema foenella Gelechia scotinella Epinotia abbreviana Gelechia sororculella Epinotia brunnichiana Glyphipterix forsterella Epinotia demarniana Glyphipterix simpliciella Epinotia fraternana Glyphipterix thrasonella Epinotia grandaevana Gracillaria syringella Epinotia granitana Gynnidomorpha alismana Epinotia immundana Gypsonoma dealbana Epinotia maculana Gypsonoma sociana Epinotia nanana Haplotinea insectella Epinotia nigricana Harpella forficella Epinotia nisella Hedya dimidiana Epinotia ramella Hedya nubiferana Epinotia signatana Hedya ochroleucana Epinotia solandriana Hedya pruniana Epinotia subocellana Hedya salicella Epinotia tedella Helcystogramma lutatella Epinotia tenerana Helcystogramma rufescens Epinotia tetraquetrana Herrichia excelsella Eratophyes amasiella Hoffmannophila pseudospretella Eriocrania sparrmannella Homoeosoma nebulella Eriocrania subpurpurella Hypatima rhomboidella Ethmia quadrillella Hypatopa binotella Eucalybites auroguttella Hypospygia costalis Eucosma campoliliana Incurvaria koerneriella Eucosma cana Incurvaria masculella Eucosma hohenwartiana Incurvaria oehlmaniella Eucosma metzneriana Incurvaria praelatella Eucosmomorpha albersana Isophrictis anthemidella Eudemis porphyrana Isophrictis striatella Eudonia mercurella Isotrias rectifasciana Eudonia sudetica Lampronia corticella Eudonia truncicolella Lampronia flavimitrella Eulamprotes atrella Lathronympha strigana Eulamprotes unicolorella Leucoptera lustratella Eulamprotes wilkella Leucospilapteryx omissella Eulia ministrana Limnaecia phragmitella Eupoecilia angustana Lobesia abscisana Eurrhypara hortulata Lobesia reliquana Euzophera pinguis Lobesia virulenta Evergestis extimalis Loxostege sticticalis Evergestis forficalis Luquetia lobella Evergestis frumentalis Lyonetia clerkella Evergestis limbata Lyonetia prunifoliella Evergestis pallidata Metendothenia atropunctana Exaeretia allisella Metzneria lappella Gelechia cuneatella Micropterix aureatella Gelechia muscosella Micropterix tunbergella

103 Teilprojekt Schmetterlinge

Mompha divisella Opsibotys fuscalis Mompha epilobiella Ornixola caudulatella Mompha locupletella Ortholepis betulae Monpha langiella Orthopygia glaucinalis Mompha ochraceella Orthotaenia undulana Mompha propinquella Orthotelia sparganella Mompha raschkiella Ostrinia nubilalis Mompha sturnipennella Ostrinia palustralis Mompha subbistrigella Ovendenia lienigianus Mompha terminella Palpita unionalis Monochroa arundinetella ?? Pammene fasciana Monochroa conspersella Pammene germmana Monochroa lutulentella Pammene ignorata Monochroa niphognatha Pandemis cerasana Monochroa tenebrella Pandemis cinnamomeana Monopis monachella Pandemis corylana Monopis weaverella Pandemis dumetana Morophaga choragella Pandemis heparana Myelois circumvoluta Parachronistis albiceps Narycia duplicella Parapoynx stratiotata Nascia cilialis Paraswammerdamia albicapitella Nemapogon betulinella Paraswammerdamia lutarea Nemapogon clematella Parornix anglicella Nemapogon cloacella Parornix betulae Nemapogon granella Parornix carpinella Nemapogon picarella Parornix devoniella Nemapogon wolffiella Parornix fagivora Nematopogon adansoniella Parornix finitimella Nematopogon metaxella Parornix scoticella Nematopogon robertella Parornix torquillella Nematopogon schwarziellus Pediasia contaminella Nematopogon swammerdamella Pediasia fascelinella Nemaxera betulinella Pempelia palumbella Nemophora degeerella Perinephela lancealis Nemophora ochsenheimerella Phalonidia gilvicomana Neofaculta ericetella Phalonidia manniana Nephopterix angustella Phiaris micana Niditinea striolella Phiaris palustrana Nomophila noctuella Phiaris schulziana Notocelia cynosbatella Phlyctaenia coronata Notocelia roborana Phlyctaenia perlucidalis Notocelia rosaecolana Phlyctaenia stachydalis Notocelia trimaculana Phollonorycter issikii Notocelia uddmanniana Phtheochroa inopiana Ocnerostoma friesei Phycita roborella Ocnerostoma piniariella Phycitodes albatella Oecophora bractella Phycitodes binaevella Olindia schumacherana Phycitodes maritima Oncocera semirubella Phyllocnistis saligna Opostega salaciella Phyllocnistis unipunctella

104 Teilprojekt Schmetterlinge

Phyllonorycter blancardella Pseudargyrotoza conwagana Phyllonorycter connexella Pseudatemelia flavifrontella Phyllonorycter coryli Pseudatemelia josephinae Phyllonorycter dubitella Pseudatemelia subochreella Phyllonorycter emberizaepennella Pseudohermenias abietana Phyllonorycter esperella Pseudopostega crepusculella Phyllonorycter geniculella Pseudosciaphila branderiana Phyllonorycter harrisella Pseudoswammerdamia combinella Phyllonorycter heegeriella Pseudotelphusa scalella Phyllonorycter hilarella Psyche casta Phyllonorycter issikii Pterophorus pentadactyla Phyllonorycter kleemannella Ptycholoma lecheana Phyllonorycter lautella Ptycholomoides aeriferana Phyllonorycter maestingella Pyla fusca Phyllonorycter muelleriella Pyrausta aurata Phyllonorycter nicellii Pyrausta purpuralis Phyllonorycter oxyacanthae Recurvaria leucatella Phyllonorycter platanoidella Recurvaria nanella Phyllonorycter platanoidella Rhopobota naevana Phyllonorycter quercifoliella Rhyacionia pinicolana Phyllonorycter rajella Rhyacionia pinivorana Phyllonorycter sagitella Roeslerstammia erxlebella Phyllonorycter salicicolella Salebriopsis albicilla Phyllonorycter salictella Schiffermuelleria schaefferella Phyllonorycter schreberella Schoenobius gigantella Phyllonorycter sorbi Schreckensteinia festaliella Phyllonorycter spinicolella Sciota adelphella Phyllonorycter stettinensis Sciota hostilis Phyllonorycter strigulatella Scoparia ambigualis Phyllonorycter tenerella Scoparia basistrigalis Phyllonorycter trifasciella Scoparia conicella Phyllonorycter tristrigella Scoparia pyralella Phyllonorycter ulmifoliella Scrobipalpa acuminatella Phyllonyrycter coryli Scrobipalpa atriplicella Phyllonyrycter corylifoliella Scrobipalpula psilella Phylloporia bistrigella Semioscopis steinkellneriana Platyptilia gonodactyla Sitochroa verticalis Platyptilia pallidactyla Spatalistis bifasciana Platytes alpinella Spilosoma laricana Platytes cerussellus Spilosoma ocellana Pleuroptya ruralis Stathmopoda pedella Plutella porrectella Stenolechia gemmella Plutella xylostella Stenolechiodes pseudogemmella Prays fraxinella Stenoptilia cyaneimarmorella Prays ruficeps Stigmella assimilella Pristerognatha fuligana Stigmella atricapitella Prochoreutis myllerana Stigmella carpinella Prochoreutis sehestediana Stigmella hemargyrella Psammotis pulveralis Stigmella hybnerella Pselnophorus heterodactyla Stigmella obliquella

105 Teilprojekt Schmetterlinge

Stigmella roborella Triaxomera fulvimitrella Stigmella ruficapitella Triaxomera parasitella Stigmella salicis Triodia sylvina Stigmella tityrella Udea lutealis Stigmella trimaculella Udea olivalis Strophedra nitidana Udea prunalis Strophedra weirana Witlesia pallida Swammerdamia caesiella Yponomeuta cagnagella Swammerdamia pyrella Yponomeuta evonymella Synaphe punctalis Yponomeuta padella Syndemis musculana Yponomeuta plumbella Taleporia tubulosa Yponomeuta rorrella Teleiodes fugitivella Yponomeuta sedella Teleiodes luculella Ypsolopha dentella Teleiodes notatella Ypsolopha horridella Teleiodes paripunctella Ypsolopha nemorella Teleiodes proximella Ypsolopha parenthesella Teleiodes saltuum Ypsolopha scabrella Teleiopsis diffinis Ypsolopha sequella Thiodia citrana Ypsolopha ustella Tinea columbariella Ypsolopha vittella Tinea semifulvella Ypsolophus alpella Tinea trinotella Ypsolopus mucronella Tischeria ekebladella Zeiraphera griseana Tortricodes alternella Zeiraphera isertana Tortrix viridana Zelleria hepariella Trachycera advenella Zelotherses unitana Trachycera marmorea

Macros Macros Abraxas grossulariata Agrochola litura Abrostola tripartita Agrochola lota Abrostola triplasia Agrochola macilenta Acasis viretata Agrotis clavis Acronicta aceris Agrotis exclamationis Acronicta alni Agrotis ipsilon Acronicta auricoma Agrotis puta Acronicta leporina Agrotis segetum Acronicta megacephala Agrotis vestigialis Acronicta psi Alcis repandata Acronicta rumicis Aleucis distinctata Acronicta strigosa Allophyes oxyacanthae Acronicta tridens Alsophila aescularia Actinotia polyodon Ammoconia caecimacula Aethalura punctulata Amphipoea fucosa Aglia tau Amphipoea lucens Agriopis aurantiaria Amphipoea oculea Agriopis marginaria Amphipyra pyramidea Agrochola circellaris Amphipyra tragopoginis

106 Teilprojekt Schmetterlinge

Anaplectoides prasina Catocala fraxini Angerona prunaria Catocala nupta Anticlea badiata Celaena leucostigma Anticlea derivata Cepphis advenaria Anticollix sparsata Cerapteryx graminis Apamea anceps Cerastis leucographa Apamea crenata Charanyca trigrammica Apamea epomidion Chesias legatella Apamea lithoxylaea Chiasmia clathrata Apamea monoglypha Chilodes maritima Apamea ophiogramma Chloroclysta citrata Apamea remissa Chloroclysta siterata Apamea scolopacina Chloroclysta truncata Apamea sordens Chloroclystis v-ata Apamea unanimis Chortodes fluxa Apeira syringaria Chortodes pygmina Aplocera efformata Cidaria fulvata Apocheima hispidaria Cilix glaucata Apoda limacodes Clostera anachoreta Archanara algae Clostera curtula Archanara dissoluta Clostera pigra Archanara geminipuncta Coenobia rufa Archanara neurica Colobochyla salicalis Archanara sparganii Colocasia coryli Arctia caja Colostygia pectinataria Arctornis l-nigrum Colotois pennaria Arenostola phragmitidis Comibaena bajularia Arichanna melanaria Conistra rubiginea Asteroscopus sphinx Conistra vaccinii Asthena albulata Conistra rubiginosa Atethmia centrago Cosmia pyralina Atolmis rubricollis Cosmia trapezina Autographa buraetica Cosmorhoe ocellata Autographa gamma Cossus cossus Autographa jota Costaconvexa polygrammata Autographa pulchrina Craniophora ligustri Axylia putris Crocallis elinguaria Bena bicolorana Cryphia algae Biston betularia Cucullia fraudatrix Biston strataria Cucullia umbratica Blepharita satura Cybosia mesomella Bupalus piniaria Cyclophora albipunctata Cabera exanthemata Cyclophora linearia Cabera pusaria Cyclophora pendularia Callimorpha dominula Cyclophora porata Calliteara pudibunda Cyclophora punctaria Calospilos sylvata Cymatophorina diluta Campaea margaritata Deilephila elpenor Camptogramma bilineata Deilephila porcellus Caradrina morpheus Deileptenia ribeata

107 Teilprojekt Schmetterlinge

Deltote bankiana Eulithis populata Deltote deceptoria Eulithis prunata Deltote uncula Eulithis pyraliata Dendrolimus pini Euphyia unangulata Diachrysia chrysitis Eupithecia abbreviata Diachrysia tutti Eupithecia absinthiata Diaphora mendica Eupithecia assimilata Diarsia brunnea Eupithecia centaureata Diarsia mendica Eupithecia egenaria Diarsia rubi Eupithecia exiguata Dichonia aprilina Eupithecia icterata Discestra trifolii Eupithecia indigata Drepana curvatula Eupithecia innotata Drepana falcataria Eupithecia intricata Drymonia dodonaea Eupithecia inturbata Drymonia obliterata Eupithecia lanceata Drymonia ruficornis Eupithecia lariciata Dryobotodes eremita Eupithecia nanata Dypterygia scabriuscula Eupithecia ochridata Earias clorana Eupithecia pusillata Earias vernana Eupithecia satyrata Ecliptopera capitata Eupithecia selinata Ecliptopera silaceata Eupithecia spec. Ectropis crepuscularia Eupithecia subfuscata Eilema complana Eupithecia succenturiata Eilema depressa Eupithecia tantillaria Eilema griseola Eupithecia tenuiata Eilema lurideola Eupithecia tripunctaria Eilema lutarella Eupithecia trisignaria Eilema sororcula Eupithecia valerianata Elaphira venustula Eupithecia virgaureata Electrophaes corylata Eupithecia vulgata Enargia paleacea Euplexia lucipara Ennomos alniaria Euproctis chrysorrhoea Ennomos autumnaria Euproctis similis Ennomos fuscantaria Eupsilia transversa Ennomos quercinaria Eurois occulta Epione repandaria Eustroma reticulata Epirrhoe alternata Euthrix potatoria Epirrhoe rivata Euxoa nigrofusca Epirrhoe tristata Falcaria lacertinaria Epirrita autumnata Furcula bicuspis Epirrita christyi Furcula bifida Epirrita dilutata Furcula furcula Erannis defoliaria Geometra papilionaria Eublemma minutata Gluphisia crenata Eucarta virgo Gortyna flavago Euchoeca nebulata Graphiphora augur Eugnorisma depuncta Gymnoscelis rufifasciata Eulithis mellinata Habrosyne pyritoides

108 Teilprojekt Schmetterlinge

Hada plebeja Leucoma salicis Hadena bicruris Ligdia adustata Hadena rivularis Lithophane socia Harpyia milhauseri Lobophora halterata Hemithea aestivaria Lomaspilis marginata Hepialus humuli Lomographa bimaculata Herminia grisealis Lomographa temerata Herminia tarsicrinalis Luperina testacea Heterogenea asella Lycia hirtaria Hoplodrina ambigua Lycophotia porphyrea Hoplodrina blanda Lymantria monacha Hoplodrina octogenaria Macaria alternata Hydraecia micacea Macaria liturata Hydrelia flammeolaria Macaria notata Hydrelia sylvata Macaria signaria Hydriomena furcata Macaria wauaria Hydriomena impluviata Macdunnoughia confusa Hylaea fasciaria Macrochilo cribrumalis Hyles galii Macrothylacia rubi Hyloicus pinastri Malacosoma neustria Hypena crassalis Mamestra brassicae Hypena proboscidalis Meganola albula Hypena rostralis Meganola strigula Hypenodes humidalis Melanchra persicariae Hypomecis punctinalis Melanchra pisi Hypomecis roboraria Melanthia procellata Idaea aversata Mesapamea secalella Idaea biselata Mesapamea secalis Idaea deversaria Mesoleuca albicillata Idaea dimidiata Mesoligia furuncula Idaea emarginata Mesoligia literosa Idaea fuscovenosa Miltochrista miniata Idaea muricata Mimas tiliae Idaea ochrata Minucia lunaris Idaea seriata Moma alpium Ipimorpha subtusa Mythimna albipuncta Ipimorpha retusa Mythimna comma Itame brunneata Mythimna conigera Jodis lactearia Mythimna ferrago Korscheltellus lupulina Mythimna flammea Lacanobia contigua Mythimna impura Lacanobia oleracea Mythimna obsoleta Lacanobia suasa Mythimna pallens Lacanobia thalassina Mythimna pudorina Lampropteryx suffumata Mythimna straminea Laothoe populi Mythimna turca Larentia clavaria Noctua comes Lasiocampa quercus Noctua fimbriata Laspeyria flexula Noctua interjecta Leucodonta bicoloria Noctua janthe

109 Teilprojekt Schmetterlinge

Noctua janthina Perizoma didymata Noctua orbona Perizoma flavofasciata Noctua pronuba Petrophora chlorosata Nola confusalis Phalera bucephala Nola cucullatella Pharmacis fusconebulosa Nonagria typhae Pheosia gnoma Notodonta dromedarius Pheosia tremula Notodonta tritophus Philereme transversata Notodonta ziczac Philereme vetulata Nycteola asiatica Phlogophora meticulosa Nycteola revayana Photedes minima Ochropacha duplaris Phragmatiphila nexa Ochropleura plecta Phragmatobia fuliginosa Odontopera bidentata Phymatopus hecta Oligia fasciuncula Plagodis dolabraria Oligia latruncula Plemyria rubiginata Oligia strigilis Plusia festucae Oligia versicolor Plusia putnami Operophthera brumata Poecilocampa populi Operophthera fagata Polia nebulosa Opisthograptis luteolata Polychrysia moneta Orgyia antiqua Proserpinus proserpina Orthonama obstipata Protodeltote pygarga Orthonama vittata Pseudoips prasinana Orthosia cerasi Pterapherapteryx sexalata Orthosia cruda Pterostoma palpina Orthosia gothica Ptilodon capucina Orthosia gracilis Ptilodon cucullina Orthosia incerta Ptilophora plumigera Orthosia munda Pyrrhia umbra Orthosia populeti Rheumaptera undulata Ourapteryx sambucaria Rhinoprora chloerata Pachetra sagittigera Rhinoprora debiliata Panolis flammea Rhinoprora rectangulata Panthea coenobita Rhizedra lutosa Paradarisa consonaria Rivula sericealis Paradrina clavipalpis Rusina ferruginea Paradrina selini Schrankia costaestrigalis Parascotia fuliginaria Scoliopteryx libatrix Parastichtis ypsillon Scopula floslactata Parectropis similaria Scopula immutata Pelosia muscerda Scopula nigropunctata Pelosia obtusa Scopula rubiginata Pelurga comitata Scopula ternata Pennithera firmata Scotopteryx chenopodiata Peribatodes rhomboidaria Sedina buettneri Peribatodes secundaria Selenia dentaria Peridea anceps Selenia lunularia Perizoma affinitata Selenia tetralunaria Perizoma alchemillata Simyra albovenosa

110 Teilprojekt Schmetterlinge

Smerinthus ocellata Trisateles emortualis Spagania luctuata Tyria jacobaeae Sphinx ligustri Watsonalla binaria Spilosoma lubricipeda Watsonalla cultraria Spilosoma lutea Xanthia aurago Spilosoma urticae Xanthia citrago Stauropus fagi Xanthia icteritia Syngrapha interrogationis Xanthia togata Tethea or Xanthorhoe biriviata Tetheella fluctuosa Xanthorhoe designata Thalera fimbrialis Xanthorhoe ferrugata Thalpophila matura Xanthorhoe fluctuata Thaumetopoea processionea Xanthorhoe montanata Thera britannica Xanthorhoe quadrifasciata Thera juniperata Xanthorhoe spadicearia Thera obeliscata Xestia baja Tholera decimalis Xestia c-nigrum Thumatha senex Xestia rhomboidea Thyatira batis Xestia sexstrigata Timandra comae Xestia triangulum Timandra griseata Xestia xanthographa Trachea atriplicis Xylocampa areola Trichopteryx carpinata Zanclognatha tarsipennalis Triodia sylvina

111 Teilprojekt Pflanzenbau

Optimierung von Fruchtfolgesystemen im ökologischen Pflanzenbau

Bearbeiter: R. Loges und F. Taube

1 Einleitung Ökologischer Landbau gilt als eine besonders ressourcenschonende und umweltverträgliche Wirt- schaftsform, die sich am Prinzip der Nachhaltigkeit orientiert. (BMELV, 2010). Gerade in letzter Zeit greifen immer mehr Verbraucher zu ökologisch produzierten Lebensmitteln (AMI, 2010). Zahlreiche Studien weisen auf die besonders hohe Qualität von Nahrungsmitteln aus ökologischen Landbau hin (NIGGLI, 2009). Vielen Verbrauchern ist allerdings nicht bewusst, warum Bio-Produkte teurer sind als konventionelle Produkte (NIGGLI, 2005). Ursachen hierfür sind u. a. Mehrkosten durch erhöhten Ar- beitsaufwand, größeren Flächenbedarf und teurere Betriebsmittel. Jährlich steigt der Anteil der Um- satz mit ökologisch erzeugten Nahrungsmitteln (2008 5,8 Milliarden €, was einem Zuwachs gegenüber 2007 von 9% entsprach), allerdings geschieht dieser Zuwachs im Wesentlichen durch Ausweitung des Anteiles des Verkaufes in Lebensmitteleinzelhandel vor allem in klassischen Supermarktsketten (AMI, 2010)) und nicht in den klassischen Vermarktungsschienen des Ökolandbaus wie Direktvermarktung oder auf Wochenmärkten. Die Preisbildung der Supermärkte hat zweifelsohne zu günstigeren Durch- schnittpreisen für Bioprodukte zum Wohle des Verbrauchers geführt, hat aber gleichzeitig den Preis- druck auf die Landwirte erhöht. Erhöhter Preisdruck zwingt auch ökologische Landwirte ihre Produktion zu intensivieren. Dieses er- höht häufig den Grad der Betriebsspezialisierung und birgt die Gefahr der Konventionalisierung der Produktionsweisen bzw. eventueller unerwünschter Nebenwirkungen wie beispielsweise erhöhter N- Auswaschung in sich (TAUBE et al, 2005, TAUBE et al, 2007). Pflanzenbaulich stellt die Versorgung mit Stickstoff, dem ertragslimitierenden Makronährstoff, das Hauptproblem für ökologische Marktfruchtbe- triebe dar (LOGES und HEUWINKEL 2004). Beschränkungen bei der Wahl der N-Düngemittel, der Export größerer N-Mengen beim Verkauf pflanzlicher Produkte sowie vergleichsweise hohe N-Verluste beim Umgang mit organischen N-Quellen (Ernterückstände bzw. Wirtschafts- oder organische Handelsdün- ger) in Kombination mit geringem konventionell ökologisch Viehbesatz stellen eine der 100 Hauptursachen für deutlich geringere Erträge im ökologischen 80 Landbau dar. So stellte die Bera- tungsorganisation Ökoring 60 Schleswig-Holstein im Rahmen seiner Ernteerhebungen im ver- 40

Kornertrag dt / ha / dt Kornertrag gangen Ertragsjahr 2009 einen Getreidedurchschnittsertrag von 20 36,8 dt/ha fest (ÖKORING SH 2009) und stufte dieses im Ver- 0 gleich zu den als ertragsschwach oer en nitt N huby uren h c -Koog lb eingestuften beiden Vorgänger- ehmarn chul S N e sc F s h Kreis Plön S- c ur jahren als durchschnittliche Ernte ohen Wess D H für das Östliche Hügelland Abb. 1: Vergleich der Weizenerträge des Jahres 2004 von 7 Be- Schleswig-Holstein ein. Da es triebspaaren des in Schleswig-Holstein durchgeführten Monitoring- sich um freiwillige Angaben der Projektes COMPASS der Universität Kiel (Loges unveröffentlicht) Landwirte handelt, geben die

112 Teilprojekt Schmetterlinge

Autoren dieses Berichtes zu bedenken, dass es sich bei den Ertragsmeldungen tendenziell um Posi- tivmeldungen handelt. Auch andere Erhebungen auf schleswig-holsteiner Öko-Ackerbaubetrieben fanden ähnlich niedrige Durchschnittsertragsleistungen für Getreide (Taube et al. 2007). Illustriert wird dieses durch Abb. 1 in der für das erste Monitoringjahr 2004 des zitierten Projektes Compass die Er- träge der Getreideart Weizen von ökologischen und konventionellen Betrieben verglichen werden. In Bezug auf Abb. 1 ist zu bedenken, dass es sich um Erträge des in bevorzugter Fruchtfolgestellung angebauten und damit vergleichsweise gut Stickstoff versorgten Weizen handelt. Bei der Einordnung des Getreidedurchschnittsertrages der Ernteerhebungen des Ökorings muss berücksichtigt werden, dass es sich dabei nicht um einen Fruchtfolgedurchschnittsertrag handelt. Eventuell niedrigere Kör- nerleguminosenerträge sind nicht eingerechnet. Zur Berechnung von Fruchtfolgedurchschnittserträ- gen müsste auf Ackerbaubetrieben zusätzlich noch das in der Regel nicht zu Markterträgen beitra- gende Kleegras als Getreidedurchschnittsertrags reduzierende Komponente mit berücksichtigt werden. Neben den oben angesprochenen Beschränkungen in Bezug auf den N-Input erklären sich die relativ geringen Durchschnittserträge zudem durch eine nicht immer zu den N-Bedarfsphasen von Getreide synchron verlaufende N-Freisetzung des Bodens (Loges und Heuwinkel 2004). Erhöhte N- Verfügbarkeit in Phasen geringen N-Bedarfes wie z.B. im Spätherbst folgen nach Abebbung der Früh- jahrsmineralisation Phasen der Unterversorgung. Als Beispiel für die klimaabhängig nicht immer dem

8 Ertrag (t/ha)

7 Tagesmitteltemperatur 6 Okt.-Dez (°C) 5

3 Durchschnittsertrag: 2 4,02 t/ha

1 (vor Umstellung: 9,28 t/ha) 0 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007

114 | 373 | 383 | 508 | 440 | 285 | 414 | 312 | 437 | 310 | 240 | 482 mm Niederschlag Oktober - März Abb. 2: Jährliche Schwankungen der Winterweizenerträge (in t/ha) seit der Umstellung am Standort Lindhof im Vergleich zur Tagesmitteltemperatur im Zeitraum Oktober – Dezember bzw. zur Nieder- schlagsmenge in der Sickerwasserperiode Oktober bis Dezember (im Mittel der Vorfrüchte Klee- gras und Körnerleguminosen) Bedarf synchron verlaufenden Angebot soll Abb. 2 dienen. In Abb. 2 ist der Weizenertrag auf den Universitätsversuchsgut Lindhof im Mittel der beiden Vorfrüchte Kleegras und Körnerleguminosen gegenüber der Temperatur im Herbst bzw. der Niederschlagsmenge über Winter aufgetragen. Es ergeben sich deutliche Zusammenhänge, wonach hohe Herbsttemperaturen bzw. hohe Winternieder- schläge bzw. eine Kombination aus beiden zu niedrigen Erträgen führt. Im Gegensatz dazu führen niedrige Spätherbsttemperaturen und geringe Niederschlagsmengen im Winter zu höheren Erträgen. Vor dem Hintergrund der besonderen Bedeutung der besonderen Bedeutung des Hauptnährstoffs Stickstoff ist das primäre Ziel der Untersuchungen des Teilprojektes Pflanzenbau die Steigerung der N-Effizienz pflanzenbaulicher Produktionssysteme durch die Analyse der Einflüsse der Faktoren:

113 Teilprojekt Schmetterlinge

1. Fruchtfolgegestaltung 2. Kleegrasmanagements 3. organischen Düngung auf den N-Haushalt der Pflanzenbestände und die Nitratauswaschung. Den Schwerpunkt des diesjährigen Berichtes stellt eine Auswertung der mittlerweile fünfjährigen Er- hebungen der Nitrat-Stickstoff-Auswaschung unter verschiedenen Kulturarten der beiden Fruchtfolgen auf Hof Ritzerau dar. Hinzu kommt eine Analyse der Ertragsleistungen, des N-Inputs über Stickstofffi- xierung, der N-Exporte über den Verkauf von Erntegut sowie die Aufstellung von Fruchtfolge N- Bilanzen. Ergebnisse der Detailuntersuchungen zur Optimierung des Kleegrasmanagements bzw. zum Potential des Einsatzes organischer Wirtschaftsdünger wurden schwerpunktmäßig in den Berich- ten der vorangegangenen Jahre präsentiert und sind zudem durch zahlreiche Veröffentlichungen do- kumentiert. Eine detaillierte Analyse in Bezug auf die Optimierung des Kleegrasmanagements stellt die im Rahmen des Projektes 2008 angefertigte Dissertation von Derk Westphal dar. In Regionen mit milden Wintern stellt die Nitratauswaschung eine der wichtigsten Ursachen für die vergleichsweise geringen Erträge im ökologischen Landbau dar. Das Ausmaß der Nitrat- Auswaschungsverluste wird von der angebauten Kulturart sowie deren Bewirtschaftung beeinflusst (TAUBE et al., 2005). Seit 2004 werden auf dem Hof Ritzerau die Stickstoffflüsse von zwei sich in Be- zug auf den Leguminosenanteil und damit auch in Bezug auf den N-Versorgungsstatus unterschei- dender Fruchtfolgen untersucht.

2 Versuchsdurchführung Das ursprüngliche Konzept sah zu Projektbeginn 2001 die Einführung zweier Fruchtfolgen mit 50% bzw. 33% Leguminosenanteil auf Hof Ritzerau vor. Aufgrund betrieblicher Gegebenheiten konnten die ursprünglich geplanten Fruchtfolgen nicht umgesetzt werden. Stattdessen wurden zwei Fruchtfolgen mit jeweils geringerem Leguminosenanteil etabliert. Fruchtfolge 1 repräsentiert mit 40% Leguminose- nanteil die Fruchtfolge eines intensiven Ackerbaubetriebes während Fruchtfolge 2 mit einem Legumi- nosenanteil von 25% eher die Fruchtfolge eines extensiven Ackerbaubetriebes darstellt.

Tab.1: Tatsächlich etablierte Fruchtfolgen auf Hof Ritzerau Intensiver Ackerbau extensiver Ackerbau 40% Leguminosenanteil 25% Leguminosenanteil 1. Kleegras 1. Kleegras 2. 1. Getreide nach Kleegras 2. 1. Getreide nach Kleegras (Winter- oder Sommerweizen) (Winter- oder Sommerweizen) 3. 2. Getreide nach Kleegras 3. 2. Getreide nach Kleegras (Winterroggen oder Hafer) (Winterroggen oder Hafer) 4. Körnerleguminosen 4. 3. Getreide nach Kleegras (Erbsen oder Ackerbohnen) (Hafer bzw. Winterroggen oder Sommergerste) 5. Getreide nach Körnerleguminosen (Winterweizen)

Bei der Versuchsplanung wurde in Bezug auf die jeweils gewählten Getreide- bzw. Körnerlegumino- senarten eine vergleichsweise flexible Handhabung mit Rücksicht auf betriebliche Gegebenheiten gewählt. Anstelle der Festlegung einer festen hierarchischen Abfolge verschiedener Getreidearten als Folgefrucht zu Leguminosen wurde der Betriebsleitung die Option gestattet, Getreidearten je nach aktuellen Marktbedingungen bzw. abgeschlossenen Lieferverträgen zu wählen. Auch die Entschei- dung ob es sich dabei um Sommerungen oder Winterungen handelt wurde von der Betriebsleitung selbst bestimmt. Von daher erfolgt in der in Tab. 1 aufgestellten Fruchtfolgeübersicht keine Festlegung der Getreidearten.

114 Teilprojekt Schmetterlinge

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l a Hof Ritzerau: Fruchtfolgen bis 09/10 mit chungen basieren jeweils auf m m e r n

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N O C H Zuordnung der Flächen N-int. / N-ext. z

u B den in den Einzeljahren aktuell E A R B

E I T Stand: 18.07.2009 1a. Dach sberg: E 06/07: KG N 9. F uch sberg 07/08: SW 01/02: WW 8. Abenrade / Peperl. 1 01/02: ERB auf den Betriebsflächen ange- 02/03: SW 08/09: WRg 02/03: KG 02/03: ERB 09/10: HA 03/04: WW 03/04: WW 03/04: HA bauten Getreidearten. Im Falle 04/05: WW 10/11: (KG erwartet) 04/05: SG 04/05: KG 05/06: SG Legumin.anteil: 30%- (30%) 05/06: ERB 05/06: WW Dachsberg gesamt: dessen, das alternativ auf 06/07: HA (Zw-Fr) 06/07: WW 07/08: BO 07/08: WRg Schlägen bzw. Teilschlägen 08/09: WW 08/09: KG 09/10: KG 09/10: WW 10/11: Weizen (erwartet) 10/11: WRg (erwartet) gleicher Fruchtfolgestellung Legumin.anteil: 40%+ (44%) a Legumin.anteil: 30%- (30%) unterschiedliche Getreidearten 7a + 7b Peperland 2/3 02/03: Kon WW/WG: 1b. Dachsberg: angebaut wurden, wurden 03/04: ERB 02/03: Kon WG 04/05: WW 03/04: ERB Getrennt: 04/05: WW beide alternativen Fruchtfolge- 7a 05/06: WR g 05/06: KG 06/07: KG 1b Dachsberg gesamt: glieder gleichgewichtig mit in 07/08: WW 06/07: WW 08/09: WRg 07/08: WRg die Auswertungen aufgenom- 09/10: ER B / BO 7b 08/09: KG 10/11: Weizen (erwartet) 09/10: HA 7a 10/11: WRG (erwartet) men. Sofern eine getrennte Legumin.anteil: 40%+ (38%) Legumin.anteil: 30%- (38%) 7b 05/06: KG Analyse alternativer Fruchtfol- 06/07: SW (Zw-Fr.) 07/08: HA geglieder im Hinblick auf das 08/09: ERB / BO 09/10: WRg Thema der Optimierung der 10/11: KG (erwartet) Legumin.anteil: 40%+ (50%) 2. Hellberg: 02/03: Kon WR Stickstoffflüsse möglich war 03/04: WW+KG 5. Ko ppelb usch: 04/05: KG werden alternative Kombinati- 02/03: Kon WW 05/06: SW 03/04: KG 06/07: WRg onen gesondert dargestellt. 04/05: WW 07/08: HA 05/06: WR g 08/09: KG 06/07: ERB+PK 09/10: WW Abb. 3. gibt eine Übersicht 07/08: HA + Vic 10/11: WRG (erwartet) 08/09: WR g Legumin.anteil: 40%+ (38% ) über die Zuordnung der ein- 09/10: KG 3. Seekamp 2: 10/11: Weizen (erwartet) 02/03: Kon WW Legumin.anteil: 40%+ (38%) 03/04: HA 6. Stutenkoppel: zelnen Ackerschläge des Ho- 04/05: WW 02/03: Kon WR 4. Seekamp 1: 05/06: KG 03/04: WW fes Ritzerau zu den einzelnen 02/03: HA 06/07: WW 04/05: ERB 03/04: ERB 07/08: WRg 05/06: WW Fruchtfolgen und gibt eine 04/05: WW 08/09: HA 06/07: WRg 05/06: WRg 09/10: KG 07/08: KG 06/07: HA 10/11: Weizen (erwartet) 08/09: WW Übersicht über die im bisheri- 07/08: KG Legumin.anteil: 30%- (25%) 09/10: WRg 08/09: WW 10/11: ERB / BO (erwartet) gen Projektzeitraum auf den 09/10: WRg Legumin.anteil: 40%+ (38%) 10/11: HA (erw artet) Einzelschlägen angebauten Legumin.anteil: 30%- (22%) Erklärungen: HA: Hafer KG: (Rot-)Kleegras 02/03: Anbaujahr 2002/03 WG: Wintergerste ERB: Körnererbse Kulturarten. Kon: Konventionelle SG: Sommer- / Braugerste BO: Bohnen Bewirtschaftung Fruchtfolge: WW: Winterweizen PK: Perserklee N-intensive Fruchtfolge WRg: Winterroggen Vic: Futterwicke Ziel-Leguminosenanteil 40%+ SW: Sommerweizen WR: Winterraps N-extensive Fruchtfolge (33%) = aktueller Leguminosenanteil Ziel-Leguminosenanteil 30%-(25%) inkl. der erwarteten Folgejahre.

Abb. 3: Zuordnung der einzelnen Ackerschläge des Hofes Ritzerau

zu den einzelnen Fruchtfolgen für den bisherigen Projektzeitraum

2.1 Material und Methoden Die vorliegende fünfjährige Analyse wesentlicher Komponenten des Stickstoffhaushaltes der beiden alternativen Fruchtfolgen stützt sich auf Erhebungen der Ertragsleistungen, des N-Inputs, der N- Exporte über den Verkauf von Erntegut sowie die Erhebungen der Nitrat-Stickstoff-Auswaschung unter den verschiedenen Fruchtfolgegliedern. Bei den im Rahmen dieses Berichtes beschriebenen Er- tragsleistungen handelt es sich um Angaben des Betriebsleiters auf Basis von Verkaufsmengen nach schlagspezifischer Lagerung. Die dargestellten N-Entzüge ergeben sich als Produkt der exportierten Erträge der einzelnen Schläge und dem bei schlagspezifischer Beprobung erhobenen Korn-N- Gehalten. Zur Bestimmung der Stickstofffixierungsleistung wurden die Kleegrasschläge jeweils zu den 3 Schnittzeitpunkten von Hand in 9facher Wiederholung auf einer Fläche von 50 x 50 cm auf einer Schnitthöhe von 5 cm beprobt. Das gewonnene Material wurde anschließend in seine Ertragskompo- nenten Klee, Gras und Beikraut fraktioniert, getrocknet und nach dem Vermahlen der Analyse auf N unterzogen. Zur Erhebung der Stickstofffixierungsleistung der Körnerleguminosen wurde die Körner- leguminosenschläge im Stadium der Teigreife in Bezug auf die gebildete Sproßmasse von Hand in 9facher Wiederholung auf einer Fläche von 50 x 50 cm direkt an der Bodenoberfläche beprobt. Das

115 Teilprojekt Schmetterlinge

Erntegut wurde nach dem Trockenen ebenfalls vermahlen und der Analyse auf N-Gehalte unterzogen. Die Berechnung der symbiontischen Stickstofffixierungsleistung beruht auf dem international aner- kannten Verfahren nach HØGH-JENSEN und LOGES (2004) auf Basis der ermittelten Ertragsleistung der Leguminosen. Um die Belastung des Sickerwassers mit Nitrat umfassend und exakt zu erfassen, wurde über alle Betriebsschläge verteilt an repräsentativen Messstellen ein Netz von insgesamt über 300 keramischen Saugkerzen (Typ Mullit, max. Porengröße 1 µm) installiert, die bei einem Unterdruck von 400hPa zur Gewinnung von Sickerwasserproben betrieben wurden. Je Schlag bzw. Teilschlag wurden mindestens je Nester bestehend aus mindestens 3 Saugkerzen auf einer Bodentiefe von 75 cm in den ersten Oktobertagen installiert. Die Lage der Nester wurde systematisch gewählt, da neben dem Ef- fekt der jeweiligen Kulturart bzw. Fruchtfolge auch der Effekt der 3 auf Ritzerau vorherrschenden Bo- denarten Lehmiger Sand (ca. 50 % der Ackerfläche AF)), Sand über Lehm (ca. 40% der AF) und Lehm (ca. 6% der AF) auf das Ausmaß der Nitratauswaschung untersucht werden sollte. Weitere nicht unregelmäßig über den Betrieb verteilte Bodenarten wie Sand, humoser Sand bzw. Niedermoor wurden aufgrund ihres geringen Flächenanteils nicht systematisch mit in die Untersuchung einbezogen. Zur Lokalisierung der jeweiligen Bodenarten wurden Karten der Reichsbodenschätzung sowie Bodenkarten des Teilprojektes Bodenkunde herangezogen. Bei der Bodenansprache in Zweifelsfällen konnte auf die Unterstützung von Herrn Dr. Schleuß vom MLUR zurückgegriffen werden, der unsere Gruppe einen Tag im Gelände unterstützte. Die während der Sickerwasserperiode wöchentlich ent- nommenen Sickerwasserproben wurden im Labor auf ihre Gehalte an Nitrat-N untersucht. Aus den Nitratkonzentrationen wurden unter zur Hilfenahme der kalkulatorischen Sickerwassermenge in An- lehnung an DVWK (1996) die Nitratstickstofffrachten berechnet. Die Berechnung der Sickerwasser- mengen in täglichen Schritten begann mit dem ersten Tag, an dem Sickerwasser in den Saugkerzen auftrat. Es wurde angenommen, dass der Wassergehalt des Bodens zu diesem Zeitpunkt Feldkapazi- tät erreicht hatte. Die potenzielle Evapotranspiration ETpi wurde nach Turc/Wendling berechnet (Wendling et al., 1991). Dieser Ansatz stellt eine Vereinfachung der Verfahren nach Penman (Pen- man, 1956), Makkink (Makkink, 1957) und Turc (Turc, 1961) dar und berücksichtigt insbesondere den Einfluss küstengeprägter Klimaverhältnisse (Windgeschwindigkeit, Strahlung) auf ETpi. Die Bestan- deskoeffizienten kc wurden anhand DVWK (1996) festgelegt. pWP und fc wurden gemäß Bodenkund- licher Kartieranleitung (AG-BODEN 1994; AD-HOC-ARBEITSGRUPPE BODEN 2005) abgeleitet. Im Falle von Schwarzbrache über Winter wurde die Evaporation aus dem Boden als ETpi 0.5 angenommen (DVWK, 1996).

3 Ergebnisse und Diskussion Abb. 4 zeigt die Kornerträge verschiedener Fruchtfolgeglieder dt / ha Winter- bzw. Winterroggen Kornertrag Winterweizen Sommerweizen bzw. Hafer des Hofes Ritzerau im Mittel der 45 40 Winterroggen Erntejahre 2005-09. Als ertrag- Hafer bzw. Erbsen bzw. 35 Sommergerste Ackerbohnen reichste Kultur ist Winterweizen, 30 25 der im Herbst als Folgefrucht zu 20 Körnerleguminosen gesät wurde. 15 10 Die nächst ertragstarke Kultur ist 5 die erste Folgefrucht nach Klee- 0 gras. Im Mittel der Jahre wurden s s s n n. ra ra ra se mi eg eg eg no u le le le mi leg an dieser Position der Fruchtfol- h K h K h K u er c c ac leg rn na na n er ö de de de rn h K ge mit Winter- bzw. Sommerwei- ei ei ei Kö ac etr etr etr n . G . G . G ide 1 2 3 tre zen knapp 40 dt/ha Kornertrag Ge erzielt. Mit zunehmendem zeitli- Abb. 4: Kornerträge verschiedener Fruchtfolgeglieder des Hofes chen Abstand vom Kleegrasjahr Ritzerau im Mittel des Beobachtungszeitraums von 2005 bis 2009 fallen die Getreideerträge.

116 Teilprojekt Schmetterlinge

dt / ha Kornertrag 40 Mit 23.6 dt/ha erzielen 35 Körnerleguminosen mengenmäßig die 30 geringsten Erträge. Wird über alle 25 Fruchtfolgeglieder und Einzeljahre im 20 Beobachtungszeitraum 2005- 2009 15 gemittelt ergibt sich für Hof Ritzerau ein 10 Durchschnittsertrag der Druschfrüchte 5 von 33,3 dt/ha (Abb. 5). Wie auch auf 0

05 06 07 08 09 dem Lindhof (Abb. 2) müssen die 20 20 20 20 20 jährlich schwankenden Klimabeding- Abb.* Durchschnittsertra 5: Durchschnittskornerträgeg aller Druschfrüchte kein Fruchtfol dergedurchschnittsertra Einzeljahreg 2005 ungen bei sonst gleicher Bewirtschaf- – 2009 des Hofes Ritzerau im Mittel aller Druschfrüchte tung für die jährliche Schwankung der Erträge verantwortlich gemacht werden. Bei der Betrachtung der Jahresdurchschnittskornerträge muss berücksichtigt werden, dass es sich bei den dargestellten Werten nicht um Fruchtfolgedurchschnittserträge sondern um Kornerträge im Mittel der Druschfrüchte handelt. Fruchtfolgedurchschnittserträge sind in Tab. 2 dargestellt. Die in Abb. 6 vorgestellten N- Entzüge ergeben sich als Pro-

kg N / ha Wenn der 1. Kleegrasschnitt verkauft wird Erbsen bzw. dukt der exportierten Erträge 120 (35 dt TM/ ha mit 16% Rohprotein Ackerbohnen der einzelnen Schläge und der N-Entzug Winterweizen 100 Winter- bzw. Sommerweizen N-Gehalte im Erntegut. Neben 80 Winterroggen Winterroggen bzw. Hafer Hafer bzw. den Nährstoffexporten über das 60 Sommergerst e Korn wurde in die Grafik zusätz- 40 lich auch der Stickstoffentzug, 20 den der Verkauf des ersten 0 Kleegrasschnittes verursachen . as as as as en in gr gr gr gr os m ee ee ee ee in gu würde, aufgeführt. Infolge rela- Kl Kl Kl Kl m le tt h h h gu er ni ac ac c le rn ch n n na er ö tiv vergleichbarer niedriger S e e e rn K 1. eid eid eid ö ch tr tr tr K na Ge Ge Ge e 1. 2. 3. eid Korn-Rohproteingehalte der etr G Getreidearten stellen Unter- schiede im Ertrag die Hauptur- Abb. 6: N-Entzüge aus dem Betriebskreislauf durch den Verkauf sache für unterschiedliche N- des Erntegutes verschiedener Fruchtfolgeglieder des Hofes Ritze- Entzüge dar. Getreide als erste rau im Mittel des Beobachtungszeitraums von 2005 bis 2009 Leguminosenfrucht entzieht dem Betriebs-N-Kreislauf bei Verkauf zwischen 70 und 80 kg N/ha. Abtragendes Getreide entzieht 40 kg N/ha. Trotz relativ niedriger Druscherträge führen die hohen Korn-Rohproteingehalte der Körnerleguminosen mit knapp 100 kg N/ha zu deutlich höheren N- Exporten als jede Getreideart. Wird weiterhin erwogen den jeweils ersten Schnitt der Kleegrasschläge als Siloschnitt ohne Tausch gegen Wirtschaftsdüngemittel äquivalenter Wirtschaftsdüngemittel zu verkaufen, sollte berücksichtigt werden, dass damit auch ca. 90 kg N/ha exportiert werden. Gemäß der Ergebnisse der Arbeit von Westphal (2008) führt allerdings der Export des ersten Kleegrasauf- wuchses nicht zwangsläufig zu nennenswerter Bedeutung für die N-Bilanz bzw. die Erträge der Folge- frucht, da im Falle der sonst alternativen Mulchnutzung, die Freisetzung der im ersten Mulchaufwuchs enthaltenen N-Menge zu einer deutlichen Reduktion der Luftstickstoff-Fixierungsleitung der Folgeauf- wüchse führt. Abb. 6. zeigt im Mittel der 5 Beobachtungsperioden 2004/05 bis 2008/09 den deutlichen Einfluss, den einzelne Fruchtfolgeglieder auf das Ausmaß der Nitratauswaschung im folgenden Winter besitzen. Es zeigt sich ein deutlicher Zusammenhang zwischen der Ertragsleistung der folgenden Getreidefrucht (Abb. 4) und der hier dargestellten Nitrat-N-Auswaschung. Vor Getreiden mit relativ

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hoher Ertragsleistung also unmittelbar nach Leguminosen, werden hohe Stickstoff-Auswaschungen festgestellt. Je weiter der zeitliche Anbauabstand zu Kleegras ist, desto geringer sind Ertragsleistung und Nitrat-Stickstoffauswaschung. Es ist allerdings anzumerken, dass sowohl nach Kleegras als auch nach Körnerleguminosen im hier aufgestellten Vergleich Winterweizen nach intensiver Bodenbearbei- tung als Folgefrucht angebaut wurde. Als Ursache für die hohe Auswaschung kann der hohe Minerali- sationsschub nach intensiver Bodenbearbeitung im Herbst sowie die geringe N-Aufnahme des spät gesäten Winterweizens angeführt werden. Schon nach der jeweils ersten Leguminosenfolgefrucht reduzieren sich die festgestellten N-Auswaschungen auf die Hälfte der Werte die direkt nach Legumi- nosenumbruch festgestellt wurden. Nach dem 3. Getreide nach Leguminosen sogar auf ein Viertel. Die N-Auswaschung nach dem 3. Getreide entspricht mit knapp 15 kg N/ha der Auswaschung, die auch im naturnahem Ökosystem des angrenzende Mischwaldes festgestellt wurden. Die ausgewa- schenen Nitrat-Stickstoffmengen stellen das Produkt aus Sickerwassermengen und der darin enthaltenen Nitrat-N-Konzentration Nitrat-N-Auswaschung Gefolgt von Winter- dar. Hohe Nitrat-N-Auswasch- weizen nach kg N / ha Herbstumbruch intensiver ungen können sowohl einen 70 gefolgt von Bodenbearbeitung Winterweizen hohen Sickerwasseranfall als 60 50 a* a auch hohe Nitrat-N-Konzentra-

40 Naturnahes tionen als Ursache haben. So- Ökosystem zum 30 Vergleich wohl die Ausprägung der Si- 20 b ckerwassermenge als auch der b b 10 c c darin festgestellten Nitrat-N- 0 Konzentration zeigt sich durch . as as as as en in ald gr gr gr gr os m W lee lee lee lee in gu die angebaute Kulturart beein- K K K K um rle ch ch ch g ne a a a rle ör e n e n e n ne K flusst (Abb. 8 und Abb. 9). Spät id id id ör ch tre tre tre K na Ge Ge Ge e 1. 2. 3. eid gesäte Wintergetreide wie z.B. etr G nach Kleegras oder Körnerle- Abb. 7: N-Auswaschung nach verschiedenen Fruchtfolgegliedern guminosen, zeigen aufgrund des Hofes Ritzerau im Mittel des Sickerwasserperioden 2004/05 geringer Biomassentwicklung bis 2008/09 im Spätherbst nur noch eine * In dieser und in den folgenden Abbildungen gilt: Mittelwerte mit geringe Wasserverdunstung im gleichem Kleinbuchstaben sind nicht signifikant unterschiedlich Winterhalbjahr. Dieses führt zu relativ hohen Sickerwasser- mengen im Bereich von 330 mm. Getreide nach denen

mm Sickerwassermenge Gefolgt von unmittelbar nach der Ernte 400 Winterweizen nach intensiver Zwischenfrüchte oder Kleegras Herbstumbruch Oft mit Bodenbearbeitung Zwischenfrucht 350 angesät wurde, führen zu deut- Oft Zwischenfrucht oder Naturnahes a* Kleegras folgend Ökosystem lich niedrigeren Sickerwasser- b a b 300 c mengen. Ständige Vegetati- d 250 e onsdecke wie die im naturnahen Wald führen zu den ge- 200 ringsten Sickerwassermengen. . as as as as en in ald gr gr gr gr os m W Abb. 9 zeigt die durchschnittli- lee lee lee lee in gu K K K K um rle ch ch ch g ne a a a rle ör e n e n e n ne K chen Nitratkonzentrationen im id id id ör ch tre tre tre K a e e e e n . G . G . G id Sickerwasser welches im Mittel 1 2 3 tre Ge der Sickerwasserperioden Abb. 8: Sickerwassermengen nach verschiedenen Fruchtfolgeglie- 2004/05 bis 2008/09 festge- dern des Hofes Ritzerau im Mittel des Sickerwasserperioden stellt wurde. Wintergetreide 2004/05 bis 2008/09 nach Leguminosenvorfrüchten zeigt mit ca. 80 mg/l Nitrat die

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mit Abstand höchsten Nitratkonzentrationen im Sickerwasser. Bei diesen beiden Fruchtfolgegliedern wird somit der Grenzwert von 50 mg/l der für Trinkwasser gilt deutlich überschritten. Nach Getreide bzw. im naturnahen Ökosystem des Waldes liegen geringere Nitratkonzentrationen vor. In Abb. 10 sind jeweils im Mittel über alle Fruchtfolgeglieder die Sickerwassermengen sowie die mit dem Sicker- wasser ausgetragenen Stickstoffmengen der betrachteten Einzelsickerwasserperioden dargestellt. Infolge hoher Herbst- und Winterniederschläge wurden in den Sickerwasserperioden 2006/2007 und 2007/2008 mit ca. 370 mm um fast 100 mm mehr Sickerwasser als in den 3 übrigen als eher normal- feucht anzusprechenden Winterperioden festgestellt. Tendenziell folgt die Stickstoffauswaschung dem Trend der Sickerwassermengen. Eine Ausnahme bildet die Si- ckerwasserperiode 2007/2008. mg Nitrat / l Nitratgehalt Gefolgt von Winter- 100 weizen nach intensiver Trotz höchster Sickerwasser- Herbstumbruch Bodenbearbeitung spende werden die geringsten N- 75 a a* Nitrat- Auswaschungen aller Beobach- Trinkwasser- 50 grenzwert tungsperioden erreicht. Die Er- 50mgNO /l 3 klärung hierfür findet sich im b 25 bbAnbauspektrum des Jahres cc 2008. Im Gegensatz zu den an- 0 deren betrachteten Jahren war as as as as en n. ld gr gr gr gr s mi a ee ee ee ee ino u W Kl Kl Kl Kl m leg h h h u er der Anbau 2008 im Wesentlichen ac ac ac leg rn n n n er Kö ide ide ide rn h e re e Kö ac durch Sommerungen geprägt. etr et etr n . G . G . G ide 1 2 3 tre Ge Über Winter standen gut entwickelte Zwischenfruchtbestände Abb. 9: Nitratkonzentrationen im Sickerwasser nach verschiede- und nach Kleegras wurde groß- nen Fruchtfolgegliedern des Hofes Ritzerau im Mittel des Sicker- flächig Sommerweizen nach wasserperioden 2004/05 bis 2008/09 Kleegrasumbruch im Frühjahr angebaut.

mm Sickerwassermengen kg N/ha Stickstoffauswaschung 400 50 350 a 45 Überwiegend a 40 Sommergetreide, meist 300 mit Zwischenfrucht 35 a 250 a b b 30 200 c* 25 b 150 20 c 100 15 d 10 50 5 0 0 05 06 07 08 09 20 20 20 20 20 05 06 07 08 09 4/ 5/ 6/ 7/ 8/ /20 /20 /20 /20 /20 00 00 00 00 00 04 05 06 07 08 2 2 2 2 2 20 20 20 20 20 Abb. 10: Sickerwassermenge und N-Auswaschung der Sickerwasserperioden 2004/05 – 2008/09

Abb. 11 zeigt wie Abb. 7 den deutlichen Einfluss den einzelne Fruchtfolgeglieder auf das Ausmaß der Nitratauswaschung im folgenden Winter besitzen. Im Gegensatz zu Abb. 7 beschränkt sich allerdings der Vergleich auf nur 4 Sickerwasserperioden nämlich den Zeitraum von 2004/05 – bis 2007/08. Die- ser Vergleich wurde aufgenommen da in diesen 4 Sickerwasserperioden parallel nach Kleegras Win- tergetreide nach herbstfurche bzw. Sommergetreide nach Frühjahrsfurche angebaut wurde. In der Sickerwasserperiode 2008/2009 war das nicht mehr der Fall hier war Winterweizen nach Herbstfurche die alleinige Kleegrasfolgefrucht. Abb. 11 zeigt deutlich den Effekt des Umbruchzeitpunktes von Klee- gras auf die Nitratauswaschung. Während nach Kleegrasherbstumbruch genauso wie nach Körnerle-

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guminosen mit ca. 60 kg Nitrat-N die höchsten Auswaschungen festgestellt wurden, wurden vor einem Umbruch des Kleegrases im Frühjahr die geringsten Stickstoffauswaschungen aller Bestände registriert. Mit ca. 9 kg N/ha lagen die Nitrat-N-Auswaschungen nach Kleegras sogar niedriger als die Nitrat- N-Auswaschungen im angrenzenden naturnahen Ökosystem des Waldes.

kg N / ha 70 60 a 50 a* Kritische N- 40 Fracht (Trinkwasser- 30 grenzwert b 50mgNO3/l) 20 b b c 10 d e 0

ch ch as as as en n. ald ru ru gr gr gr os mi W ee ee ee n u umb umb Kl Kl Kl mi leg rs s h h h gu er h erb ac ac ac le rn hja H n n n er ö rü s de de de rn h K F ra ei ei ei Kö c as eg etr etr etr na gr le G G G e ee K 1. 2. 3. eid Kl tr Ge

Abb. 11: N-Auswaschung nach verschiedenen Fruchtfolgegliedern des Hofes Ritzerau im Mittel des Sickerwasserperioden 2004/05 bis 2007/08

dt/ha Weizenertrag Natürlich muss dieser Ertragsunterschied in 40 engem Zusammenhang gesehen werden mit den Ertragsleistungen, die 30 Sommer- weizen von der jeweiligen Klee- grasfolgefrucht am Winter- 20 weizen Standort Ritzerau erzielt werden kann. Ausge- 10 hend von den Anbauver- suchen von Derk West- 0 phal 2006 und 2007 wurden auch 2008 vom 2006 2007 2008 Betrieb, neben der klas- Abb. 12: Durchschnittsweizenertäge der Einzeljahre 2006 – 2008 sischen Kleegrasfolge- frucht Winterweizen, großflächig Sommerweizen angebaut. Im durch ein trockenes Frühjahr und extremen Bodenverhält- nissen (Bodenverdichtungen vor der Umstellung) gekennzeichneten Anbau von Sommerweizen in 2006, war Winterweizen die überlegene Kulturart. In den Folgejahren 2007 und 2008, die durch sehr hohe Sickerwassermengen über Winter (Abb. 10) gekennzeichnet waren, zeigte sich Sommerweizen gegenüber Winterweizen überlegen. In die etwaige Überlegung, ob Sommerweizen für den Betrieb eine Alternative darstellt, sollte neben dem Aspekt der Stickstoffauswaschung, die relativ hohe Tro-

120 Teilprojekt Schmetterlinge

ckenheitsempfindlichkeit des Sommerweizens aber auch die genetisch bedingten höheren Korn- Rohprotein-Gehalte des Sommerweizens, einbezogen werden.

mm Sickerwassermengen kg N/ha Stickstoffauswaschung 350 40

35 300

30 250 25

200 20

m nd hm m d m eh Sa Le eh an eh r L r r L r S L be ige be ge ü m ü mi nd leh nd eh Sa Sa l

Abb. 13: Effekt der Bodenart auf die N-Auswaschung 2004/05 – 2008/09

Im Nachgang zu den im Teilprojekt Pflanzenbau durchgeführten Untersuchungen zur teilflächenspezi- fischen Ausbringung von Wirtschaftsdüngung sollte, im Rahmen des Monitorings der Nitratauswa- schungen auf den Betriebsflächen, der Effekt, der von der Bodenart auf das Ausmaß der Nitratstick- stoffauswaschung ausgeht untersucht werden. Statt willkürlicher Verteilung der Messstellen wurden die drei Messstellen je Schlag systematisch auf Teilflächen der 3 auf Hof Ritzerau vorherrschenden Bodenarten Lehmiger Sand (ca. 50 % der Ackerfläche AF)), Sand über Lehm (ca. 40% der AF) und Lehm (ca. 6% der AF) verteilt. Im Lauf der fünf durchgeführten Sickerwasserperioden wurden je Bo- denart mindestens 1600 Sickerwasserproben auf die Gehalte an Stickstoff analysiert. Trotz dieser hohen Auflösung konnte kein Effekt der vorherrschenden sich aber in Bezug auf die berechneten Si- ckerwassermengen sehr ähnlichen Bodenarten auf die N-Auswaschung festgestellt werden (Abb. 13).

Stickstoffauswaschung mm Sickerwassermengen kg N/ha 350 60 50 300 40 30 250 20 10 200 0

ht ht ht ht uc uc uc c nfr nfr fr fru he he en en sc sc ch ch wi wi wis is it Z e Z Z Zw m hn it ne o m oh

Abb. 14: Effekt einer Zwischenfrucht auf die N-Auswaschung 2005/06

Die Durchsicht der Daten der Sickerwasserperiode 2005/2006 ermöglichte noch einen für die Analyse der Stickstoffflüsse interessanten Vergleich. Über den Winter 2005/2006 traten auf Hof Ritzerau nach vergleichbaren Vorfrüchten gleichzeitig Schläge bzw. Teilschläge mit und ohne Zwischenfruchtbegrü- nung auf, die eine getrennte Erfassung der Nitrat-N-Auswaschung ermöglichten. Die Berechnung der Sickerwassermenge ergaben mit Zwischenfrucht in folge höherer Verdunstung über das Winterhalb- jahr eine um ca. 40 mm geringere Sickerwassermenge als ohne (Abb. 14.). Zusätzlich führte die Auf- nahme von auswaschungsgefährdetem Stickstoff im Herbst durch die Zwischenfrucht über deutlich niedrigere Nitrat-N-Konzentrationen im Sickerwasser zu deutlich geringeren N-Auswaschungen unter Zwischenfrüchten im Vergleich zu ohne. Zwischenfrüchte stellen somit ein wichtiges Werkzeug zur

121 Teilprojekt Schmetterlinge

Vermeidung unproduktiver die Umwelt belastender Nitratauswaschung dar. Als weitere positive Ne- beneffekte des Zwischenfruchtanbaus können Erosionsvermeidung und Humusmehrung an- gesprochen werden. Ebenfalls im dt/ha Nachgang zu den im Teilprojekt Pflanzenbau durchgeführten Un- 50 tersuchungen zur teilflächenspezi- fischen Ausbringung von Wirt- 40 ohne schaftsdüngung, wurden auf Anre- 30 Düngung gung der Betriebsleitung die Un- mit Düngung tersuchungen zum Effekt von Wirt- 20 schaftsdüngung auf Ertragsleis- 10 tung und Nitrat-N-Auswaschung von Winterweizen nach Kleegras 0 weiter geführt. Während in den 2005* 2006* 2008** Experimenten 2005 u. 2006 135 kg Abb. 15: Einfluss organischer Düngung (2005 + 2006 Jauche, N/ha als Jauche versuchsweise 2008 Gülle) auf den Kornertrag von Winterweizen nach der Vor- auf kleineren Teilschlägen appli- frucht Kleegras. ziert wurde, wurde 2008 Ende in * 2005 u. 2006: 135 kg N/ha als Jauche, der letzten Maiwoche ca. 70 kg **2008 70 kg N/ha als Gülle N/ha als Gülle auf einem Betrieb- schlag mit Winterweizen appliziert. kg N/ha In jedem der 3 Jahre wurden mindestens 6 Referenzareale ohne 50 Wirtschaftsdüngung eingerichtet 40 und beprobt. Im Gegensatz zu den ohne in Abb. 4 dargestellten Ertragsleis- 30 Düngung tungen handelt es sich beim in mit Düngung Abb. 15 dargestellten Ertragsver- 20 gleich zwischen organisch gedüng- 10 tem und nicht gedüngtem Winter- weizen um Ergebnisse aus Hand- 0 beprobung mit anschließendem 2005/06* 2006/07* 2008/09** Labordrusch. In jedem der Ver- suchsjahre führte organische Dün- Abb. 16: Einfluss von organischer Düngung (2005 + 2006 Jau- gung zur Erhöhung des Kornertra- che, 2008 Gülle) auf die N-Auswaschung nach Winterweizen mit ges. Wobei der Mehrertrag 2008 Vorfrucht Kleegras deutlich geringer ausfiel als 2005 und 2006. Ursachen hierfür liegen zum einen in der deutlich geringeren ausgebrachten N-Menge 2008 sowie der geringeren N- Verfügbarkeit der in 2008 ausgebrachten Gülle im Vergleich zur 2005 und 2006 ausgebrachten Jau- che. Hinzu kam, dass im die Gülle 2008 unter sehr trockenen Witterungsverhältnissen ausgebracht wurde und im Anschluss daran weiterhin ausgeprägte Frühsommertrockenheit herrschte, die eine effektive Ausnutzung des Güllestickstoffs behinderte. Abb. 16 zeigt den Einfluss der Wirtschaftsdün- gung auf die Nitratauswaschung der betrachteten Jahre. Im Vergleich zum erzielten Ertragseffekt der Wirtschaftsdüngerausbringung zeigt sich ein gegenläufiges Bild. Im Anschluss an die Gülledüngung 2008 wurden deutlich höhere N-Verluste im Vergleich zur Jaucheapplikation 2005 und 2006 festgestellt. Auch dieses kann mit der eben angesprochenen schlechteren N-Ausnutzung der Gülle 2008 begründet werden, aus der offenbar nach der Ernte erhöhte N-Mengen unproduktiv freigesetzt wurden. Generell unterstreicht Abb. 16 die These, wonach höhere N-Verfügbarkeit – hier erreicht durch hohe N-Applikationen – mit der Gefahr erhöhter N-Auswaschungsverluste einhergeht.

122 Teilprojekt Schmetterlinge

4 Schlussfolgerung In Tab. 2 werden die beiden Fruchtfolgen des Hofes Ritzerau in Bezug auf Kornertragleistung, N-

Bilanz [kg N/ha] und Nitrat-N-Auswaschung [NO3-N/ha] verglichen. Neben den tatsächlich auf den, den beiden Fruchtfolgen zugewiesenen Ackerschlägen (Abb. 3) festgestellten Ertragsleistungen bzw. Nitrat-N-Auswaschungen ist für jede Kulturart auch ein vereinfachter N-Bilanzsaldo aufgeführt. Im Falle von Getreide ohne Kleeuntersaat ist dies die N-Menge, die mit dem Verkauf des Getreides von der Fläche abgeführt wurde. Bei den Leguminosen berechnet sich der N-Saldo aus der Differenz aus der ermittelten Luftstickstoffbindung und den Exporten durch Verkauf von Körnerleguminosen bzw.

Tab. 2: Vergleich der beiden Fruchtfolgen des Hofes Ritzerau in Bezug auf Ertragleistung [dt /ha], N-

Bilanz [kg N/ha] und Nitrat-N-Auswaschung [NO3-N/ha] 40% Leguminosenanteil 25% Leguminosenanteil Ertrag N + / -N-Aus- Ertrag N + / - N-Aus- waschung waschung Kleegras Kleegras - +175 kg 34.5 kg - +175 kg 36.9 kg Folgefrucht 1 Folgefrucht 1 39 dt/ha -73 kg 29.9 kg 39 dt/ha -73 kg 28,7 kg Folgefrucht 2 Folgefrucht 2 36 dt/ha -58 kg 28,2 kg 36 dt/ha -57 kg 28,3 kg Kö-legumin Folgefrucht 3 24 dt/ha +65 kg 59.1 kg 26 dt/ha -39 kg 15.3 kg W-Weizen 42 dt/ha -77 kg 24.8 kg Kritische N-Fracht: 30,1 kg NO3-N/ha

Ø-Ertrag: Ø-N- Ø-Aus- Ø-Ertrag: Ø-N- Ø-Aus- FF Bilanz: waschung: FF Bilanz: waschung: 28.2 dt/ha +6,4 kg 35,3 kg 25 dt/ha +1,5 kg 27,3 kg vereinzelt auch Kleegras. In Abwesenheit nennenswerter Wirtschaftsdünger bilden Kleegras und Kör- nerleguminosen die tragende Säule der N-Bilanz. Alle Getreideschläge wirken sich negativ auf die N- Bilanz aus. Stickstoffeinträge über Niederschläge und Stäube, die ca. 10 -15 kg N/ha jährlich ausma- chen können, sind in die vereinfachte N-Bilanz nicht mit aufgenommen, genauso wenig wie gasförmi- ge N-Verluste und die N-Auswaschung. In Bezug auf N-In- und Output schließen beide Fruchtfolgen mit einem geringfügigen jährlichen Überschuss von 6,4 kg N/ha bzw. 1,5 kg N/ha ab. Doch dieser Überschuss ist geringer als die durchschnittlichen jährlichen Auswaschungsverluste, die im Falle der intensiven Fruchtfolge mit 40% Leguminosenanteil 35,3 kg N/ha und im Falle der extensiven Frucht- folge mit 25% Leguminosenanteil 27,3 kg N/ha betragen. Dieses bedeutet, dass die Fruchtfolgen jähr- lich zwischen 25 und 30 kg N vom Bodenvorrat zehren. In Bezug auf den durchschnittlichen Korner- trag der Gesamtfruchtfolge unter Einschluss des Bodenfruchtbarkeit mehrenden Kleegrases zeigt sich die intensive Fruchtfolge als leicht vorteilhaft, da sich das Kleejahr im Gegensatz zur extensiven Fruchtfolge von 4 statt 3 Druschfrüchten ausgeglichen wird. Die Durchschnittserträge beider Frucht- folgen mit 28,2 bzw. 25 dt/ha sind als gering, aber als nicht untypisch für viehlos ökologisch wirtschaftende Ackerbaubetriebe zu bezeichnen.

123 Teilprojekt Schmetterlinge

5 Fazit Schwachpunkte in den bisherigen Fruchtfolgen in Bezug auf die Nitrat-Auswaschungsverluste auf Hof Ritzerau sind unserer Ansicht nach der Herbstumbruch von Kleegras mit folgendem Winterweizen als auch der Anbau von Wintergetreide nach Körnerleguminosen im Anschluss an eine intensive Boden- bearbeitung. Kritisch zu betrachten ist, wenn in Einzeljahren zwecks Kontrolle von Wurzelunkraut Bo- denmineralisation stimulierende intensive Bodenbearbeitung im Herbst durchgeführt wird ohne dass eine Zwischenfrucht folgt. Stickstoffverluste werden auch dadurch provoziert, wenn Kleegras nicht in Untersaat, sondern nach durchgeführter Grundbodenbearbeitung etabliert wird. Es ist zu überlegen, Kleegras erst im Frühjahr umzubrechen und Hafer bzw. gegebenenfalls Som- merweizen als Folgefrucht anzubauen. Weiterhin sollten Kleegrasbestände schon als Untersaat in Getreide etabliert werden. Dies senkt die Auswaschung (Bodenruhe statt N-Mineralisation nach Klee- grasbestellung im Spätsommer) und erhöht die Luftstickstoffbindeleistung des Kleegrases. Zur Auf- besserung der N-Bilanz sollten zwischen abtragenden Getreiden häufiger Untersaaten aus purem Weißklee erfolgen. Wenn möglich, sollte Kleegrasaufwuchs mit kooperierenden Betrieben gegen nährstoffäquivalente Wirtschaftsdüngermengen getauscht werden. So eine Kooperation kann auch mit konventionellen extensiveren Rinder- oder Schafhaltern erfolgen, wenn Kleegras gegen Festmist getauscht wird. Gegebenenfalls sollte die Belieferung von Biogasanlagen mit Kleegrasaufwuchs ebenfalls im Tausch gegen nährstoffäquivalente Wirtschaftsdüngermengen näher untersucht werden, da der Biolandverband dieses unter gewissen Voraussetzungen auch bei konventionell rein pflanzlich betriebenen Biogasanlagen zulässt.

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127 Teilprojekt Landschaftsökologie

Daten- und Informationsmanagement Agrarflächeninformationssystem

Bearbeiter: D. Lorenzen, A. Rinker, F. Hosenfeld, H. Roweck

1 Datenmanagement Nachdem die Infrastruktur des Datenmanagements gegen Ende 2007 mit der Web- Datenbank um eine weite Komponente erweitert wurde, stand die Pflege- und Erweiterung des Datenbestandes im Focus der Arbeiten am Projekt –Datenmanagement. Die gelieferten Daten der einzelnen Teilprojekte wurden, soweit möglich, in GIS-Karten überführt und auf dem Projektserver archiviert.

1.1 Änderung des GIS Datenformates Bisher wurden die Gis Karten im sogenannten Shapefile-Format gespeichert. Das Shapefile wurde von der Firma „Esri“ Anfang der 90er Jahre eingeführt und hat sich seither zum Standard-Format für Geographische Informationssysteme entwickelt. Ein Shapefile besteht in der Regel aus mindestens drei Einzeldateien, nämlich der *.shp, der *,.shx und der *.dbf Datei. Während die *.shp Datei die Ge- ometrie der Kartenelemente speichert, sind die Sachdaten der Kartenobjekte in einer dBase Datei gleichen Namens abgelegt (*.dbf). Shapefiles können drei Arten von (Karten)-Objekten speichern: Punktdaten, Liniendaten oder Flächendaten. Das bedeutet aber auch, dass für jeden gewünschten Objekttyp ein eigenes Shapefile angelegt werden muss. Die führt in der Regel dazu (gerade bei umfangreichen Projekten), dass eine große Anzahl von Einzelshapefiles verwaltet werden muss. Obwohl sich das Shape-Format weltweit als Standard durchgesetzt hat, hat dieses Format einige gravierende Nachteile. Der größte Nachteil ist, dass ein Shapefile keine „Map-Topologie“ aufweist. Ursprünglich wurden digitale Karten, die mit dem Programm ArcINFO (Esri) erstellt wurden als sogenannte „Coverages“ gespeichert. Ein „Coverage“ besteht aus einer Vielzahl von Einzeldateien, die in einem Unterverzeichnis, das den Kartennamen trägt gespeichert werden. Dazu gibt es ein weiteres Verzeichnis, das den Namen „Info“ trägt und die programminterne Datenbank für die Sachdaten auf- nimmt. Ein „Coverage“ kann man sich folgendermaßen vorstellen. Ein Coverage besteht zunächst einmal aus einem Liniennetz (arcs). Durch Programm-Routinen kann mit Hilfe von ArcINFO ein sogenanntes „Topologisches Netz“ gebildet werden, dabei werden an den Schnittpunkten von Linien sogenannte „nodes“ (Knoten) gesetzt. ArcInfo kann dann aus den Informa- tionen zum Verlauf der Linien und deren Verbindungen untereinander, aus diesem Liniennetz Flächen bilden. Der große Vorteil dieses Verfahrens ist, das flächentrennende Linien nur einmal im System gehalten werden müssen. Dies hat den positiven Effekt, dass es zwischen angrenzenden Polygonen keine Überlappungen oder Lücken geben kann. Zudem werden an die Liniensegmente Informationen zu den angrenzenden Flächen geschrieben. Dies macht sogenannte „Rechts- Links“-Abfragen mög- lich. Zum Beispiel: An das Linienelement X (z.B. Knick) grenzt auf der einen Seite ein Acker auf der anderen Grünland. Die Digitalisierung der Linienelemente wird in ihrer Genauigkeit im wesentlichen durch die Variablen „Dangle-Lenght“ und „Fuzzy- Toleranz“ geregelt, die bei der Digitalisierung und anschließenden Bear- beitung angegeben werden können. Mit Einführung des Shapefile-Formates hat „Esri“ den Weg des „topologischen Netzes“ verlassen und ist, analog zu den Entwicklungen in den Programmiersprachen, zu objektorientierter Datenhaltung übergegangen. Bei einem Shapefile wird jedes Kartenelement als eigenständiges Objekt gespeichert, d.h. beispielsweise für Flächenkarten, das jede einzelne Fläche „angefasst“ und z.B. verschoben werden kann. Grenzlinien zwischen den Flächen werden somit doppelt erfasst (dies geschieht in der Regel pro-

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grammintern). Größtes Problem bei diesem Verfahren ist, dass bei der Digitalisierung mit variabler „Fuzzy-Toleranz“ gearbeitet wird. Dies hat folgende (negativen) Effekte:

 Es kann vorkommen, dass es bei der Digitalisierung zu Flächenüberlagerungen kommt (Summe der Einzelflächen ist größer als die Fläche der Gesamtkartierung)  Zwischen den Einzelflächen können Lücken („gaps“) entstehen.

Diese Effekte können zu Problemen bei der Weiterverarbeitung der Karten führen (z.B. Bei Kartenver- schneidungen). Bisher wurde im Projekt dieses Problem dadurch umgangen, dass alle von der Landschaftsökologie erstellten Karten zunächst als „Coverages“ erstellt wurden, bzw. alle gelieferten Shapefiles zunächst in Coverages konvertiert und topologisch überprüft wurden und dann später, beispielsweise zur Wei- tergabe, wieder in ein (topologisch korrektes) Shapefile umgewandelt wurden.

Mit der Version 9.2 von ArcGIS hat „Esri“ ein neues Datenformat eingeführt, die sogenannte „File- Geodatabase“. Eine Geodatabase ist eine Datenbank, in der Topologie- und Sachdaten, Bilddateien und assoziierte Tabellen und Dateien zentral verwaltet werden können.

Dies hat folgende Vorteile:

 Alle projektrelevanten Geodaten liegen in einer gemeinsamen Datenbank  Die Datenpflege und Organisation wird vereinfacht, da nicht mehr mit einer Vielzahl von einzelnen Shapefiles gearbeitet werden muss.  Datenbackup ist unproblematisch  Geodatabases können komprimiert werden, um Speicherplatz zu sparen

Eines der Hauptargumente für die Verwendung von Geodatabases ist jedoch, neben den oben genannten Vorteilen, dass für Geodatabases sogenannte topologische Regeln erstellt werden können; beispielsweise die Regel: „Objekte dürfen sich nicht überlappen“.

Damit ist es möglich, analog zu den „Coverages“, topologisch korrekte digitale Karten zu produzieren. Ein Export einzelner Karten aus der (File-) Geodatabase in andere Formate (beispielsweise Shapefi- les), zum Zwecke der Weitergabe, ist jederzeit möglich.

Seit Spätherbst 2009 verfügt das Ökologiezentrum über die ArcGIS Version 9.3.1 (bisher stand nur die Version 9.0 zur Verfügung) und es können File-Geodatabases erzeugt und bearbeitet werden. Es wurde damit begonnen, sämtliche im Projektverlauf erstellten Karten, sowie Luftbilder, topographi- sche Karten, usw. in eine File-Geodatabase zu importieren. Damit ist in Zukunft gewährleistet, dass alle im Projekt bisher erstellten und in Zukunft zu erstellenden Karten auf dem aktuellen Stand der GIS-Technik gehalten werden.

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1.2 Klimastation Hof Ritzerau Im Sommer 2008 wurde die alte Klimastation auf Hof Ritzerau durch das Nachfolgemodell ersetzt und an einen neuen Standort verlegt. Die Funkstrecke zu Übertragung auf den Receiver wurde dabei ver- kürzt. Dadurch wurde das in der Vergangenheit häufiger auftretende Problem von Störungen beseitigt Im Jahr 2009 gab es keine Störungen beim Betrieb der Klimastation, sodass ein kompletter Jahresda- tensatz der auf Hof Ritzerau gemessenen Wetterdaten gespeichert und archiviert werden konnte. Die Messwerte der Klimastation Hof Ritzerau können auf der Projekt-Website abgerufen werden (http://www.ecology.uni-kiel.de/ecology/site/projects/ritzerau-project/klima).

1.3 Serviceleistungen Folgende allgemeine Serviceleistungen hat das Teilprojekt Landschaftsökologie auch im vergangenen Jahr für das Projekt „Hof Ritzerau“ erbracht:

 Aktualisierung und Wartung der Projekt-Infrastruktur: Projekthomepage, Mapserver, Metada- tenserver, Web- Datenbank und Projektserver  GIS-Arbeiten für andere Teilprojekte  Bereitstellung aktueller Klimadaten (Deutscher Wetterdienst/ Klimastation „Hof Ritzerau“)

2 Agrarflächeninformationssystem (AIS) 2.1 Tätigkeiten Die Tätigkeiten bezüglich des Agrarflächeninformationssystems im Jahr 2009 umfassen folgende Punkte: 1. Umstellung der Entwicklungsumgebung des AIS von Visual Studio 2003 auf Visual Studio 2008 inklusive der Anpassung des Programmcodes. Einbindung der aktuellen GIS-Software TatukGIS DK VB .NET, 9er Version in die neue Entwicklungsumgebung. Übernahme, Anpas- sung und Erweiterung der Reportfunktionen. 2. Anpassung des WASMOD Modells in Bezug auf Stickstoffaufnahme von Leguminosen. 3. Überführung der aktuellen Saat- und Erntemengen aus dem Softwareprogramm AGRO-NET in die Datenbankstruktur des Agrarflächeninformationssystems (AIS). 4. Vergleichende Wasser- und Stoffhaushaltssimulationen mit dem Schwerpunkt Ernte- ergebnisse unter Zuhilfenahme der Computermodelle AIS und WASMOD. 5. Berechnung der Wasser- und Stickstoffdynamik unter prognostizierten Klimaänderungen des Klimamodells REMO.

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2.2 Simulierte und gemessen Erntemengen Für die Jahre 2009 ergeben sich aus der Datenbank von AGRO-NET für die einzelnen Schläge auf Hof Ritzerau folgende Erntemengen:

Tab. 1: Vergleich gemessener und simulierter Erntemengen für das Erntejahr 2009

2007 gemessen simuliert Datum Schlag Name Ernte ha Frucht Menge dt/ha Menge dt/ha 24.06.2009 Dachsberg 2 10,1753 Kleegras 1,00 1,89 24.06.2009 Dachsberg 17,2783 Kleegras 1,00 1,39 24.06.2009 Hellberg-01 16,1505 Kleegras 1,00 1,84 27.07.2009 Stutenkoppel 14,1185 Winterweizen 43,20 41,42 27.07.2009 Peperland 2/3-01 18,0000 Winterroggen 42,40 42,94 29.07.2009 Abenrade 16,2874 Winterroggen 48,00 45,55 29.07.2009 Fuchsberg 19,9517 Winterroggen 37,00 35,18 29.07.2009 Peperland 2/3-02 7,8600 Ackererbsen 28,00 29,17 28.07.2009 Seekamp 1 14,7487 Winterweizen 31,00 32,45 31.07.2009 Koppelbusch 14,5982 Winterroggen 54,80 50,43 13.08.2009 Seekamp 2 25,4934 Hafer 43,00 42,89 Summe 174,66 Ø 30,04 Ø 29,56

Für das Erntejahr 2009 wurde die Erntemengen vom Modell im Vergleich zu gemessenen Werten im Durchschnitt nur sehr leicht unterschätzt. Insgesamt werden die gemessenen Erntemengen für die verschiedenen Fruchtarten vom Modell sehr gut nachvollzogen.

2.3 Klimaszenarien Für die Berechnung der Wasser- und Stickstoffdynamik unter prognostizierten Klimaänderungen wurden die Ergebnisse des Klimamodells REMO verwendet. REMO ist ein regionales Klimamodell und berechnet Klimaszenarien für räumlich begrenzte Gebiete mit einer sehr hohen räumlichen (10 km * 10 km Raster) und zeitlichen (Stundenwerte) Auflösung. Die Resultate gliedern sich in Referenzklimajahre (1960 bis 2000) und Szenarienläufe von 2000 bis zum Jahr 2100. Die Referenz- und Szenarienläufe von REMO werden von einem globalen gekoppelten Atmosphäre- Ozean-Zirkulationsmodell angetrieben. Das Globalmodell und REMO benutzen für den Referenzlauf die beobachteten Treibhausgaskonzentrationen und für die Szenarienläufe die Treibhausgaskonzen- trationen für die Zukunft, wie sie für die einzelnen Szenarien vorgegeben sind. Der Kontrolllauf stellt das heutige Klima nur im Mittel dar, das Wettergeschehen kann nicht dargestellt werden. Verschiedene Klima-Familien von Szenarien für die Zukunft wurden entwickelt. Sie werden A1, A2 und B1 genannt. Sie basieren auf verschiedenen Annahmen über die Entwicklungen in Bevölkerung, Sozialwesen, Ökonomie und Technologie in unserer Welt. Die Familie A1 beschreibt eine Welt mit starkem wirtschaftlichen Wachstum und einer Bevölkerungs- entwicklung die etwa im Jahr 2050 ihr Maximum erreicht. Die Einführung neuer Technologien erfolgt schnell und effizient. Das Wachstum jedoch kann auf verschiedenen Energiequellen aufbauen: intensive Nutzung fossiler Brennstoffe (A1F), nicht-fossiler Energieträger (A1T) oder einer Mischung von beiden (A1B). Da derzeitige Trends in diese Richtung gehen, ist das Szenario A1B als Beispiel für ein Klimaszenario recht populär. Es gibt aber natürlich keine Garantie, wie sich die Welt in den nächsten Jahrzehnten entwickeln wird. Die Familie B1 geht von einer Bevölkerungsentwicklung wie in A1 aus. Die Gesellschaft wird jedoch recht bald auf Informationstechnologien und Dienstleistungen basieren. Die Intensität in Material- und

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Energieverbrauch werden durch intelligente Techniken und nachhaltige Prinzipien in Politik und Wirt- schaft zurückgeführt. Soziales Gleichgewicht und globale Gerechtigkeit steigen. Allerdings umfasst das Szenario keine besonderen Maßnahmen zum Klimaschutz. Die Modelläufe sind mit den Szenarien A1B und B1 für die Jahre 2071-2100 durchgeführt worden. Die Klimadaten der REMO Referenz (C20)- und Szenarien (Familie A1B und B1) konnten von der zentralen CERA Datenbank aus dem Internet mit Hilfe eines Java-Scripts unter der URL: (http://cera- www.dkrz.de/CERA/index.html) passwortgeschützt herunter geladen werden. Für die Aufbereitung der Klimadaten für die Simulation mit WASMOD war es notwendig, folgende Dateien zu verwenden:

Dateiname Inhalt RE_UBA_A1B_1_1H_TEMP2 near surface air temperature RE_UBA_A1B_1_1H_QDB specific humidity RE_UBA_A1B_1_1H_APRL large scale precipitation (stratiform precipitation) RE_UBA_A1B_1_1H_APRC convective precipitation RE_UBA_A1B_1_1H_APS near surface pressure RE_UBA_B1_1_1H_TEMP2 near surface air temperature RE_UBA_B1_1_1H_QDB specific humidity RE_UBA_B1_1_1H_APRL large scale precipitation (stratiform precipitation) RE_UBA_B1_1_1H_APRC convective precipitation RE_UBA_B1_1_1H_APS near surface pressure

Die Daten sind als Stundenwerte für alle Gridpunkte (ca. 35000) in der Datenbank abgespeichert.

Das Szenario B1 des Klimamodells REMO prognostiziert im Vergleich zum Szenario A1B  höhere Niederschläge in den Sommer- und Wintermonaten,  niedrigere Temperaturminima,  niedrigere Temperaturmaxima,  höhere Anzahl an Tagen mit hohen Niederschlägen  niedrigere Anzahl an Trockentagen in den Sommermonaten

Die Szenarien A1B und B1 des Klimamodells REMO simulieren  höhere Niederschläge in den Wintermonaten,  geringere Niederschläge in den Sommermonaten,  höhere Temperaturmaxima,  höhere Temperaturminima,  höhere Anzahl an Tagen mit hohen Niederschlägen im Vergleich zum heutigen durchschnittlichen Wettergeschehen.

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2.3.1 Temperaturen Tab. 2: Durchschnittliche monatliche Temperaturmaxima der Klimaszenarien und der DWD Klima- standorte in °C Referenz B1 A1B Januar 1,89 5,00 6,06 Februar 2,22 5,80 6,66 März 7,35 8,45 9,41 April 12,91 13,52 14,06 Mai 16,42 16,91 18,27 Juni 18,85 19,88 21,06 Juli 20,21 21,28 22,45 August 19,77 21,67 22,44 September 17,02 18,93 19,79 Oktober 12,87 14,35 15,34 November 7,64 9,24 10,38 Dezember 4,17 6,50 7,66

Die Zunahme der durchschnittlichen Temperaturmaxima in den REMO Familien B1 und A1B beruht hauptsächlich auf mildere Winter. Die Zunahme beträgt für die Monate Oktober bis März 2,2 °C bei B1 und 3,25 °C für A1B m Vergleich zum Referenzzeitraum. In den Sommermonaten ist die Zunahme geringer. 1,1 °C (B1) und 2,1 °C (A1B).

Tab. 3: Durchschnittliche monatliche Temperaturminima der Klimaszenarien und der DWD Klima- standorte in °C Referenz B1 A1B Januar -0,75 2,37 3,26 Februar -0,97 2,40 3,22 März 1,78 3,43 4,00 April 4,97 6,61 7,14 Mai 8,34 9,57 10,59 Juni 11,15 12,70 13,63 Juli 13,21 14,59 15,71 August 13,08 15,18 15,82 September 11,20 13,11 14,04 Oktober 7,93 9,83 10,76 November 4,35 6,14 7,18 Dezember 1,56 3,92 5,04

Der Anstieg der durchschnittlichen Temperaturminima in den REMO Szenariofamilien B1 und A1B resultiert ebenfalls hauptsächlich aus der überproportionalen Zunahme der Temperaturminima in den Wintermonaten von über 2,3 °C (B1) bzw. 3,2 °C (A1B) im Vergleich zum Referenzzeitraum (Vergleich der Sommermonate: Referenz: 10,3 °C, B1: 11,8 °C und A1B 12,8 °C).

133 Teilprojekt Landschaftsökologie

2.3.2 Niederschläge

120

100

60 mm

l i t r r r ar ai n e e uar ru pri M Ju Juli b an März A gus mb J u em e Feb A t Oktobe ep November ez S D Monat

Referenz B1 A1B

Abb. 1: Durchschnittliche monatliche Niederschlagssummen in mm der REMO Szenarien Referenz (1971-2000) sowie B1 und A1B (2071-2100)

Tab. 4: Anzahl der Trockentage der REMO Szenarien Referenz (1971-2000) sowie B1 und A1B (2071-2100)

Referenz B1 A1B Januar 7,52 7,29 7,84 Februar 6,68 8,32 8,89 März 13,03 11,00 12,74 April 15,27 12,20 12,57 Mai 11,32 11,61 13,29 Juni 10,53 10,63 12,87 Juli 8,74 9,42 10,29 August 10,68 10,39 12,42 September 10,40 11,40 12,90 Oktober 13,45 10,97 12,10 November 8,83 8,03 8,67 Dezember 7,90 6,94 6,52

Die Tabelle 4 zeigt die durchschnittliche Anzahl der Trockentage (Niederschlag <0,2 mm) im jeweiligen Monat. Im Klimaszenario A1B steigt die Anzahl der Trockentage in den Sommermonaten signifikant zu dem Referenzzeitraum an. Während im Referenzlauf knapp 67 Tage im Durchschnitt in den Sommermonaten April – September keine Niederschläge zu verzeichnen sind, liegt der Wert für A1B bei etwa 75 Tagen. Die entsprechenden Resultate für das Szenario B1 liegen in einer vergleichbaren Größenordnung wie der Referenzzeitraum.

134 Teilprojekt Landschaftsökologie

2.3.3 Simulationsergebnisse Die Auswertungen der Klimaszenarien B1 und A1B zeigen differenzierte Veränderungen in den Bilan- zen im Vergleich zum heutigen Zeitraum. Die hohe Zunahme der Niederschläge im Szenario B1 führt zu einer Erhöhung der Sickerwasserraten, verbunden mit einer Zunahme der Auswaschungsgefahr von Stoffen. Im Szenario A1B wirkt sich die Temperaturerhöhung stark auf die Verdunstungsleistung aus. Trotz leichter Erhöhung der Sickerwasserrate nimmt in diesem Szenario die Auswaschungsge- fahr nur gering zu.. Ein Grund hierfür ist in der verbesserten Pflanzenaufnahme zu finden, insbesondere bei lehmigen Standorten mit geringen Grundwasserflurabständen.

Tab. 5: Veränderungen wesentlicher Stoffbilanzen der Szenarien B1 und A1B B1 A1B (934 mm) (876 mm) Temperatur + ++ Niederschlag ++ + Verdunstung + ++ Sickerwasserrate ++ + N-Auswaschung + o N-Mineralisation + ++ N-Denitrifikation ++ ++ N-Pflanzenaufnahme o ++ P-Auswaschung ++ o P-Mineralisation ++ ++ P-Pflanzenaufnahme o ++

+ = Zunahme, - Abnahme, o = keine Veränderung, ++ = Zunahme mit > 10 % Abweichung vom heutigen Wetter- geschehen

135 Teilprojekt Landschaftsökologie

Familie A1B Familie B1

0-10 10.20 20- 30 Abb. 2: Zunahme der Sickerwasserrate in mm im Vergleich zum Referenzzeitraum

0-1 1-2 >2

Abb. 3: Zunahme der Stickstoffausträge in kg/ha im Vergleich zum Referenzzeitraum

136 Teilprojekt Landschaftsökologie

2.3.4 Zusammenfassung Simulationsergebnisse Die Simulationsergebnisse zeigen eine hohe Variabilität der berechneten Wasser- und Stoffausträge auf den Flächen von Hof Ritzerau. Die prognostizierte Zunahme der Niederschläge führt nur zum Teil zu einer Erhöhung der Stoffausträge, da durch die Temperaturerhöhung die Aufnahme von Stickstoff durch die Pflanzen begünstigt wird. Das Szenario B1 weist im Vergleich zur Klima-Familie A1B ein höheres Risiko an Austrägen auf, da die prognostizierte stark erhöhte Niederschlagsmenge in den Wintermonaten ein höheres Auswaschpotential in sich birgt.

2.4 Ausblick Für die Tätigkeiten 2010 in Bezug auf das AIS stehen insbesondere folgende Arbeiten im Vorder- grund:  Validierung des Modells WASMOD an gemessenen Stickstoffausträgen und Erntemengen.  Erweiterung und Überprüfung der Stabilität des AIS.  Auswertung der Daten der Wetterstation auf Hof Ritzerau

3 Literatur

HOERNES, U. & H. ROWECK (2004): Long-term research on the effects of Ecofarming on biotic and abiotic resources (Ritzerau, northern Germany). Verhandlungen der Gesellschaft für Ökologie 34: 344.

HOERNES, U. & H. ROWECK (2007): Informations- und Datenmanagement am Beispiel einer Langzeit- studie zum Ökologischen Landbau ("Hof Ritzerau", Norddeutschland). In: S. ZIKELI, W. CLAUPEIN, S. DABBERT, B. KAUFMANN, T. MÜLLER UND A. VALLE ZÁRATE (ed.): Zwischen Tradition und Globali- sierung -- 9. Wissenschaftstagung Ökologischer Landbau, Universität Hohenheim, Deutschland, 20.-23. März 2007.

137 Teilprojekt Phytopathologie

Einsatz biologischer Insektizide zur Quantifizierung der Ertragsver- luste durch Sitobion avenae (F.) im Winterweizen

Bearbeiter: Katharina Lohaus & Stefan Vidal

1 Zusammenfassung Ziel der Untersuchung war die Erfassung der durch Sitobion avenae (F.) verursachten Ertragsverluste im ökologischen Winterweizen. Dazu wurde auf der Fläche Seekamp 1 in einer randomisierten Block- anlage der Befall mit Getreideaphiden in zwei mit biologischen Insektiziden (Neem Azal TS und Quas- sia-MD) behandelten Varianten sowie in einer nicht behandelten Kontroll-Variante (natürlicher Feldbe- fall) erfasst. Zur Ernte wurden die Erträge und Ertragsparameter (Bestandesdichte, Anzahl Körner pro Ähre, Tausendkorngewicht) aufgenommen. In 2009 dominierte S. avenae das Artenspektrum der Getreideaphiden mit einem Anteil zwischen 94% (Quassia-Variante) und 98% (Neem-Variante). Aufgrund relativ niedriger Temperaturen (< 25°C), die zudem bei ausreichend Niederschlägen eine langsame Abreife des Winterweizens bedingten, stieg die Aphidenpopulation in der Kontroll-Variante innerhalb eines kurzen Zeitraumes von 17 Tagen von 3,7 auf 49,2 Aphiden pro Halm (Abundanzmaximum) an. Der Einsatz von Neem Azal TS und Quassia- MD reduzierte den Befall relativ zur Kontroll-Variante um 50% bzw. 78% bei maximalen Abundanzen von 22,8 bzw. 8,6 Aphiden pro Halm. Damit lag keine befallsfreie Variante als Referenz zur Ermittlung potentieller Erträge und Ertragsparameter vor. Die höheren Erträge der Insektizid Varianten gegenüber der Kontroll-Variante konnten nicht abgesichert werden; demgegenüber war das Tausendkorngewicht beider Insektizid-Varianten signifikant gegenüber der Kontroll-Variante erhöht. Die Unterschiede im Ertrag sowie Tausendkorngewicht zwischen der Neem- und Quassia-Variante konnten ebenfalls nicht abgesichert werden. Relativ zur Quassia-Variante (nicht befallsfrei) war das Tausendkorngewicht in der Kontroll-Variante um 11% reduziert. Im Vergleich zum Mittel des bisherigen Untersuchungszeitraumes war die Bestandesdichte in 2009 deutlich höher, und es konnte ein negativer Zusammenhang zur Anzahl Körner pro Ähre, nicht jedoch zum Tausendkorngewicht nachgewiesen werden. Es wurde kein Einfluss von Neem Azal TS und Quassia-MD auf die im Rahmen der Untersuchung erfassten Parasitoide festgestellt, da sich sowohl die Abundanz (Mumifizierungsrate in %) als auch die Schlupfrate dieser natürlichen Gegenspieler in den Insektizid-Varianten nicht von der Kontroll-Variante unterschied.

2 Einleitung Im Rahmen des Projektes Hof Ritzerau wurde von 2002 bis 2007 der Einfluss unterschiedlicher Be- wirtschaftungssysteme (konventionell versus ökologisch) auf die Abundanz der Aphiden im Winter- weizen untersucht. Während des gesamten Untersuchungszeitraumes konnten signifikant höhere Abundanzen von Sitobion avenae (F.) im ökologischen gegenüber dem konventionellen System ermittelt werden, da diese Aphidenart das Artenspektrum auf den ökologischen Flächen zu über 90 % dominierte. Im Vergleich zu Metopolophium dirhodum (Wlk.) und Rhopalosiphum padi (L.), die am Fah- nenblatt bzw. im unteren Halmbereich und damit an vegetativen Pflanzenorganen saugen, besitzt die an der Ähre saugende Art S. avenae ein sehr viel höheres Schadpotential (NIEHOFF & STÄBLEIN, 1998). Sowohl in 2003 als auch in 2005 lagen die Dichten von S. avenae bei > 10 Individuen pro Ähre, wäh- rend in 2004 extrem hohe Abundanzen zu Ertragsverlusten von durchschnittlich 40 % relativ zu den Erträgen in 2005 führten. Die Untersuchungen zum Schadpotential von Aphiden im Winterweizen liefern aufgrund des komplexen Zusammenhangs zwischen Befall und Ertragsverlust keine einheitli- chen Ergebnisse; zusammenfassend ist jedoch ab Abundanzen von 10 S. avenae pro Ähre nach Be- ginn der Blüte (BBCH 61) von signifikanten Ertragsverlusten auszugehen (JAHN, 1980; NIEHOFF & 138 Teilprojekt Phytopathologie

STÄBLEIN, 1998). Bisher liegen keine Feldstudien zum Schadpotential von Getreideaphiden im ökolo- gischen Landbau vor. Da jedoch das Ertragsniveau des Winterweizens die Befalls-Verlust-Relation maßgeblich beeinflusst, indem die indirekte Schadwirkung der Aphiden (durch die Ausscheidung von Honigtau) mit steigendem Ertragsniveau bis zu Beginn der Milchreife (BBCH 73) zunimmt, während die direkte Schadwirkung (durch den Entzug von Assimilaten) mehr oder weniger konstant bleibt und damit unabhängig vom Ertragsniveau ist (RABBINGE ET AL., 1983; ROSSING, 1991), können bei identi- schem Aphidenbefall geringere Ertragsverluste in ökologischen Bewirtschaftungssystemen angenommen werden. Zur Ermittlung der Befalls-Verlust-Relation für S. avenae im ökologischen Winter- weizen sollen zwei biologische Insektizide, Neem Azal TS und Quassia-MD im Vergleich zu einer nicht behandelten Kontrolle eingesetzt werden. Der aus den Samen des tropischen Niembaumes (A- zadirachta indica L.) gewonnene Wirkstoff Azadirachtin greift in die hormonelle Regulation des Häu- tungsprozesses der Larven ein; für adulte Aphiden ist eine Reduktion der Fertilität und Aktivität nachgewiesen. Quassin bzw. verschiedene Quassinoide sind insektizide Wirkstoffe, die hauptsächlich aus dem Holz von Quassia amara (L.), einem baumartigen Strauch der neotropischen Wälder gewonnen werden. Quassin wirkt als Kontaktgift. Sowohl Azadichrachtin als auch Quassin haben zudem eine repellente Wirkung. Mehrere Labor- und Freilandversuche belegen die hohe Wirksamkeit von Quassin gegenüber Getreideaphiden und insbesondere gegenüber S. avenae (SENGONCA & BRÜGGEN, 1991; HOLASCHKE ET AL., 2006; SALLAM ET AL., 2009). Nebenwirkungen von Quassin auf Nützlinge im Getrei- deanbau sind bisher nicht bekannt, während Azadirachtin auf die meisten der bisher untersuchten Antagonisten nicht oder nur schwach toxisch wirkt.

3 Methodik 3.1 Insektizide Die Wirkstoffe Azadirachtin und Quassin liegen als Neem Azal TS und Quassia-MD in standardisierter Formulierung vor. Zur Bekämpfung der Getreideblattläuse wurden beide Insektizide im Vergleich zu einer nicht behandelten Kontroll-Variante in vier- bis fünftägigen Intervallen eingesetzt. Neem Azal TS und Quassia-MD wurden in praxisüblicher Konzentration von 3l Neem in 600l Wasser/ha und 15g Quassin in 600 l Wasser/ha zusammen mit einem Netzmittel ausgebracht (Trifolio S forte, 0,5% ige Lösung). Die Versuche wurden auf der Fläche Seekamp 1 als vollständig randomisierte Blockanlage mit drei Varianten und sechsfacher Wiederholung bei einer Parzellengröße von 552 m² (12*46 m) angelegt. Neem Azal TS, Quassia-MD sowie Trifolio S forte wurden von der Firma Trifolio-M GmbH, Lahnau zur Verfügung gestellt. Vom Hersteller wird für beide Mittel eine wiederholte Applikation in fünf- bis siebentägigen Intervallen empfohlen.

3.2 Aphiden Die Befallsentwicklung der Getreideblattläuse wurde an 25 Halmen pro Parzelle (5*5 Halme) und damit an 150 Halmen pro Variante in zweitägigen Intervallen von Mitte Juni (BBCH 69) bis Mitte Juli (BBCH 83) erfasst. Die Blattläuse wurden nach Art, Entwicklungsstadium (Adulte, Larven) und Positi- on (Ähre, Fahne, Halmbereich) getrennt erfasst.

3.3 Stenophage Prädatoren und Parasitoide Die Dichten der stenophagen Prädatorenlarven (Syrphiden, Chrysopiden, Coccinelliden) und die durch Parasitierung mumifizierten Blattläuse wurden bei der unter (1) beschriebenen visuellen Kontrol- le miterfasst. Die Blattlausmumien wurden gesammelt um die Schlupfrate der Parasitoide zu berech- nen (nicht standardisierte Bedingungen).

139 Teilprojekt Phytopathologie

3.4 Erträge und Ertragsparameter Zur Ernte (BBCH 96) wurden drei Proben pro Parzelle und damit 18 Proben pro Variante zur Bestim- mung der Erträge (Korngewicht pro 10,15 m²) und der Bestandesdichte (Anzahl ährentragender Hal- me pro m²) sowie der daraus berechneten Ertragsparameter Anzahl Körner pro Ähre sowie Tausend- korngewicht (g) genommen.

4 Ergebnisse 4.1 Aphiden Die Quantifizierung der Getreideaphiden S. avenae, M. dirhodum und R. padi erfolgte über die Mittel- wertbildung der pro Variante und Zähltermin erfassten Individuen. Abbildung 1 zeigt die Befallsent- wicklung der Aphiden in der Kontroll-, Neem- und Quassia Variante im Winterweizen auf der Fläche Seekamp 1. In 2009 immigrierten die Aphiden relativ spät in den Winterweizen, da der Bestand noch zur Mitte der Blüte (BBCH 65) am 06.06. nahezu befallsfrei war, obgleich zu diesem Termin keine Zählung erfolgte. Die Abundanzen zum Ende der Blüte (BBCH 69) am 15.06. lagen auf einheitlich niedrigem Niveau mit 3,7, 3,5 und 3,0 Aphiden pro Halm in der Kontroll-, Neem- und Quassia-Variante. Der entscheidende Anstieg in der Kontroll-Variante vollzog sich mit Beginn der Milchreife (BBCH 73). Zur Mitte der Milch- reife (BBCH 75) am 02.07. wurde das Abundanzmaximum mit 49,2 Aphiden pro Halm erreicht. An- schließend folgte ein plötzlicher Zusammenbruch der Population bis zur beginnenden Samenreife (BBCH 81) am 8.07., danach gingen die Abundanzen allmählich zurück. Beide Insektizide wurden in vier- bis fünftägigen Intervallen mit Beginn der Zählungen zum Ende der Blüte (BBCH 69) am 15.06. ausgebracht. Das relativ kurze, zweitägige Applikationsintervall Anfang Juli (02.07. bis 04.07.) beruht auf dem Wiederanstieg der Population in der Quassia-Variante zwischen 30.06. und 02.07.. Der entscheidende Anstieg in der Neem-Variante vollzog sich gleichfalls mit Beginn der Milchreife (BBCH 73), maximale Abundanzen von 22,8 Aphiden pro Halm wurden zur Mitte der Milchreife (BBCH 75) am 28.07. und damit fünf Tage früher im Vergleich zur Kontroll-Variante erreicht. Danach gingen die Abundanzen nur allmählich zurück. Demgegenüber blieben die Abundan- zen der Aphiden in der Quassia-Variante während des gesamten Milchreifestadiums (BBCH 73-77) mit < 6 Aphiden pro Halm auf relativ einheitlichem Niveau; höhere Werte wurden lediglich zur Mitte der Milchreife (BBCH 75) am 28.07. mit 8,6 Aphiden pro Halm (Abundanzmaximum) und am 02.07. mit 7,1 Aphiden pro Halm erfasst. Über den gesamten Erfassungszeitraum ergaben sich mit 20,6 Aphiden/Halm in der Kontroll-Variante, 10,1 Aphiden/Halm in der Neem-Variante und 4,3 Aphiden/Halm in der Quassia-Variante signifikante Unterschiede in der mittleren Aphidendichte zwischen den Varianten (RM Anova, Tukey HSD Test, p< 0,001).

140 Teilprojekt Phytopathologie

Aphiden pro Halm 10 0

17. 19. 21. 23. 24. 26. 28. 30. 04. 06. 08. 10. 12. 14.

15.06. 02.07.

BBCH 69 71 73 75 77 81 83

Kontrolle Neem Quassia Insektizideinsatz

Abb. 1: Mittlere Aphidendichte in der Kontroll-, Neem- und Quassia-Variante auf der Fläche Seekamp 1 (Winterweizen), Zählungen 2009.

Abbildung 2 stellt die relativen Anteile der einzelnen Aphidenarten S. avenae, M. dirhodum und R. padi in der Kontroll-, Neem- und Quassia-Variante in Form kumulierter Blattlausindices dar. Kumulier- te Blattlausindices (Blattlaustage pro Halm) berücksichtigen neben der mittleren Dichte der Aphiden auch den Zeitraum des Befalls. In Übereinstimmung mit der mittleren Aphidendichte über den gesamten Erfassungszeitraum verdeutlichen die kumulierten Blattlausindices, dass der Aphidenbefall durch den Einsatz von Neem um 50% relativ zur Kontroll-Variante reduziert wurde (324 versus 653 Blattlaustage pro Halm) und dass der Einsatz von Quassia den Aphidenbefall um 56% relativ zur Neem-Variante (141 versus 324 Blattlaus- tage pro Halm) bzw. um 78% (141 versus 653 Blattlaustage pro Halm) relativ zur Kontroll-Variante reduziert. Weiterhin zeigt sich, dass S. avenae das Artenspektrum auf der Fläche Seekamp 1 mit einem Anteil zwischen 94% in der Quassia-Variante und 98% in der Neem-Variante dominiert.

141 Teilprojekt Phytopathologie

700 653 600

500

400

324

300

200 Blattlaustage Hlam pro 141

100

0 Kontrolle Neem Quassia

Sitobion avenae Metopolophium dirhodum + Rhopalosiphum padi

Abb. 2 : Kumulierter Blattlausindex (Anzahl Blattlaustage pro Halm) in der Kontroll-, Neem- und Quas- sia-Variante auf der Fläche Seekamp 1 (Winterweizen), Zählungen 2009.

4.2 Stenophage Prädatoren und Parasitoide Stenophage Prädatorenlarven wurden in allen Varianten erst ab dem 04.07., das heißt nach dem A- bundanzmaximum der Aphiden regelmäßig beobachtet. Die zusammengefassten Abundanzen (Syrphiden-, Coccinelliden- plus Chrysopidenlarven) blieben auch nach diesem Zeitpunkt extrem niedrig und erreichten identische Maximalwerte von 0,03 Individuen pro Halm in allen Varianten. Die Parasitoide besiedelten die Winterweizenfläche kontinuierlich mit Beginn der Zählungen (BBCH 69). Maximale Abundanzen von 0,49 Mumien pro Halm in der Kontroll-Variante, 0,35 Mumien pro Halm in der Neem-Variante und 0,13 Mumien pro Halm in der Quassia-Variante wurden jeweils erst nach dem Abundanzmaximum der Aphiden erreicht und sind als niedrig einzustufen. Die Anzahl der pro Zähltermin erfassten Mumien war in der Kontroll- und Neem-Variante signifikant gegenüber der Quassia-Variante erhöht (31,6 Kontroll Variante und 26,2 Neem Variante versus 9,1 Quassia Varian- te) (Anova, LSD test, p< 0,05). Demgegenüber unterschieden sich die Mumifizierungsraten (Anzahl Mumien/Anzahl Aphiden+Mumien*100) nicht zwischen den Varianten (4,9% Kontroll Variante, 5,4% Neem Variante, 2,4% Quassia Variante) (Anova, LSD test, p> 0,05). Relativ zur Kontroll-Variante konnte keine Beeinträchtigung der Schlupfrate durch die Insektizide nachgewiesen werden (71,1% Kontroll-Variante, 55,6% Neem-Variante, 61,8% Quassia-Variante) (Anova, LSD test, p> 0,05).

4.3 Erträge und Ertragsparameter Tabelle 1 stellt die zur Ernte (BBCH 96) erfassten Erträge, die Bestandesdichte (Anzahl ährentragen- de Halme pro m²) sowie die daraus berechneten Ertragsparameter Anzahl Körner pro Ähre und Tau- sendkorngewicht (g) der Kontroll-, Neem- und Quassia-Variante dar. Die Erträge und Ertragsparame- ter wurden in einer Anova mit anschließendem LSD Test verrechnet.

142 Teilprojekt Phytopathologie

Die höheren Erträge (kg pro 10,15 m²) der Neem- und Quassia-Variante gegenüber der Kontroll- Vari- ante konnten statistisch nicht abgesichert werden (p= 0,56 und p= 0,31); die höheren Erträge (kg pro 10,15 m²) der Quassia- gegenüber der Neem-Variante konnten ebenfalls statistisch nicht abgesichert werden (p= 0,65). Trotz der deutlich höheren Bestandesdichte (Anzahl ährentragender Halme pro m²) in der Neem-Variante, ergaben sich keine signifikanten Unterschiede zur Kontroll- und Quassia Vari- ante (p= 0,22 und p= 0,13); aufgrund der vergleichbar hohen Bestandesdichte (Anzahl ährentragender Halme pro m²) unterschieden sich die Kontroll- und Quassia-Variante nicht voneinander (p= 0,77). Trotz einer deutlich niedrigeren Anzahl Körner pro Ähre in der Neem-Variante, ergaben sich keine signifikanten Unterschiede zur Kontroll- und Quassia-Variante (p=0,15 und p= 0,12); aufgrund der vergleichbar hohen Anzahl Körner pro Ähre unterschieden sich die Kontroll- und Quassia-Variante nicht voneinander (p= 0,88). Demgegenüber wurde ein signifikant höheres Tausendkorngewicht (g) der Neem- und Quassia-Variante gegenüber der Kontroll-Variante ermittelt (p= 0,02 und p< 0,001); das höhere Tausendkorngewicht (g) der Quassia- gegenüber der Neem-Variante konnte statistisch nicht abgesichert werden (p= 0,07).

Tab. 1: Erträge und Ertragsparameter der Kontroll-, Neem- und Quassia-Variante auf der Fläche See- kamp 1 (Winterweizen), 2009

Erträge ährentragende Körner pro Ähre TKG (g) (kg pro 10,15 m²) Halme pro m² x sdx sdx sdx sd Kontrolle 3,4 0,8 a 435,1 127,3 a 24,4 6,7 a 33,2 2,0 a

Neem 3,6 0,7 a 538,9 130,2 a 20,5 6,7 a 35,4 1,5 b

Quassia 3,9 0,9 a 422,9 177,1 a 25,0 5,6 a 37,3 2,1 b

Anova, LSD test, p< 0,05

Abbildung 3 zeigt die Abhängigkeit der Ertragsparameter Anzahl Körner pro Ähre (3A) und Tausend- korngewicht (g) (3B) von der Bestandesdichte (Anzahl ährentragender Halme pro m²). Die Anzahl ährentragender Halme pro m² korrelierte negativ mit der Anzahl Körner pro Ähre (r= 0,753; p< 0,001) (Abb. 3A); demgegenüber bestand kein Zusammenhang zwischen der Anzahl ährentragen- der Halme pro m² und dem Tausendkorngewicht (g) (r= 0,220; p= 0,38) (Abb. 3B).

143 Teilprojekt Phytopathologie

3A 32 y = 38,5248-0,0327*x 30

28 26

24 22

Körner pro Ähre 18 16

14 12 300 350 400 450 500 550 600 650 700 750 ährentragende Halme pro m²

3B 40 y = 33,3082+0,0042*x

Tausendkorngewicht (g) 32

30 300 350 400 450 500 550 600 650 700 750

ährentragende Halme pro m²

Abb. 3 : Zusammenhang zwischen der Anzahl ährentragender Halme pro m² und der Anzahl Körner pro Ähre (3A) sowie dem Tausendkorngewicht (g) (3B ) auf der Fläche Seekamp 1 (Winterweizen), 2009.

Abbildung 4 zeigt die Abhängigkeit des Tausendkorngewichts (g) (4A) und des Ertrages (kg pro 10,15 m²) (4B) von der Aphidendichte zur Mitte der Milchreife (BBCH 75), das heißt zwischen dem 26.06. und 02.07. Die Aphidendichte zur Mitte der Milchreife (BBCH 75) korrelierte negativ mit dem Tausendkorngewicht (g) (r= 0,715; p< 0,001) (Abb. 4A); die Bildung von Mittelwerten für die einzelnen Varianten ergab eine

144 Teilprojekt Phytopathologie

stärkere Abhängigkeit des Tausendkorngewichts (g) von der Aphidendichte zur Mitte der Milchreife (BBCH 75) (r= 0,999; p= 0,04) (Abb.4B). Demgegenüber bestand kein Zusammenhang zwischen der Aphidendichte zur Mitte der Milchreife (BBCH 75) und dem Ertrag (kg pro 10,15 m²) (r= 0,189; p= 0,45) (Abb. 4C). Die Erträge (kg pro 10,15 m²) waren positiv mit dem Tausendkorngewicht (g) korreliert (r = 0,753; p< 0,001).

4A 40 y = 37,7443-0,1075 x 39

38 37

36 35

33 Tausendkorngewicht (g) 32

30 0 102030405060

Aphiden pro Halm in BBCH 75

4B 37,5 y = 38,0039-0,1188*x 37,0

36,5 36,0

35,5 35,0

34,5

34,0 Tausendkorngewicht (g) 33,5

33,0

32,5 4C5 1015202530354045 Aphiden pro Halm in BBCH 75

145 Teilprojekt Phytopathologie

4C 4,8

y = 3,8603-0,0089 x 4,4

4,0

3,6

3,2

2,8

Ertrag (kg pro 10,15 m²) 2,4

2,0 0 102030405060 Aphiden pro Halm in BBCH 75

Abb. 4 : Zusammenhang zwischen der mittleren Aphidendichte in BBCH 75 (4A und B) und dem Tau- sendkorngewicht (g) sowie dem Ertrag (k pro 10,15 m² (4C) auf der Fläche Seekamp 1 (Winterwei- zen), 2009.

5 Diskussion Die im bisherigen Untersuchungszeitraum zu beobachtende Dominanz von S. avenae auf den ökolo- gischen Winterweizenflächen wurde in 2009 bestätigt. Obwohl die Aphiden in 2009 spät in den Win- terweizen immigrierten, sind die zum Ende der Blüte (BBCH 69) ermittelten Abundanzen von < 4 Aphiden pro Halm mit denen des bisherigen Untersuchungszeitraumes vergleichbar, da lediglich in 2004 mit < 7 Aphiden pro Halm höhere Werte zum Ende der Blüte (BBCH 69) erfasst wurden. Nach dem Ende der Blüte (BBCH 65) stieg die Aphidenpopulation in der Kontroll-Variante von 3,7 auf 49,2 Individuen pro Ähre innerhalb von nur 17 Tagen (15.06.-02.07.) an. WETZEL & FREIER (1975) simulier- ten die Populationsentwicklung von S. avenae und berechneten unter optimalen Bedingungen bei einer Ausgangspopulation von 0,01 Individuum pro ährentragendem Halm einen Anstieg der Populati- on auf > 25 Individuen pro Ähre innerhalb von 56 Tagen. Die Aussagekraft dieser theoretisch ermittelten Werte scheint begrenzt, bedenkt man, dass ein entsprechender Initialbefall von 0,01 Individuen pro Ähre zur Mitte der Blüte (BBCH 65) vorlag, der innerhalb von 26 Tagen (06.06.-02.07.) auf etwa 50 Individuen pro Ähre anstieg. Somit ist, selbst unter Berücksichtigung der nachfolgend genannten Faktoren, das Populationswachstum von S. avenae in der Kontroll-Variante beeindruckend. Zunächst haben sich die im Vergleich zum vieljährigen Mittel niedrigeren Temperaturen im Juni mit Tagesmaxi- ma von < 25°C (DWD, Grambek) positiv auf die Entwicklungsgeschwindigkeit der Aphiden ausgewirkt. ACREMAN & DIXON (1989) ermittelten für S. avenae steigende spezifische Zuwachsraten in einem Temperaturbereich zwischen 10 und 25 °C. In Übereinstimmung damit stellte HONEK (1985) fest, dass das Abundanzmaximum dieser Aphidenart negativ mit der Anzahl Tage korreliert ist, die von Mitte Mai bis Ende Juni Tagesmaxima von > 27 °C erreichen. Ein weiteres entscheidendes Kriterium für die in 2009 erreichten maximalen Abundanzen von S. avenae ist das lang anhaltende Stadium der Samen- entwicklung bzw. Milchreife (BBCH 70-79) und damit die langsame Abreife des Winterweizens (DIXON, 1998; HONEK & MARTINKOVA, 1999), die neben den relativ niedrigen Temperaturen auf ausreichende Niederschläge (DWD, Grambek) zurückzuführen ist. Schließlich ermöglichten auch die extrem niedri-

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gen Abundanzen der im Rahmen der Untersuchung erfassten Gegenspieler einen derart raschen Populationsaufbau der Aphiden. Anzumerken bleibt, dass die Temperaturen in 2009 auch hinsichtlich der Wirksamkeit beider Insektizide, die eine geringe UV-Stabilität aufweisen, als günstig einzustufen waren, und es ist anzunehmen, dass der Wiederanstieg der Aphiden in der Quassia-Variante zwischen dem 30.06. und 02.07. mit einer höheren UV-Strahlung im Zusammenhang steht. Eine Beeinflussung des Ertragsparameters Körner pro Ähre durch die Getreideaphiden kann aufgrund der zum Ende der Blüte (BBCH 69) ermittelten niedrigen Abundanzen ausgeschlossen werden. Im Hinblick auf das Schadpotential von S. avenae wird deutlich, dass die Erträge mit steigenden Abun- danzen abnehmen, obgleich selbst die um 12% niedrigeren Erträge der Kontroll- gegenüber der Quassia-Variante statistisch nicht abgesichert werden konnten. Bei vergleichbarer Bestandesdichte sowie Anzahl Körner pro Ähre beider Varianten ist diese Ertragsdifferenz auf das durch den Aphiden- befall reduzierte Tausendkorngewicht zurückzuführen, das in der Kontroll- gegenüber der Quassia- Variante um 11% verringert wurde. Die hohe Bestandesdichte der Neem-Variante hingegen resultierte in einer niedrigen Anzahl Körner pro Ähre, während das Tausendkorngewicht von der Bestandesdich- te unbeeinflusst blieb. Damit ist auch das um 5% niedrigere Tausendkorngewicht der Neem- gegen- über der Quassia-Variante auf den Aphidenbefall zurückzuführen und es ist davon auszugehen, dass sich diese Unterschiede auch im Ertrag widerspiegeln, der in der Neem- gegenüber der Quassia- Variante um 7% verringert wurde. Die Ursache der extrem hohen Bestandesdichte der Neem- Variante, die weit oberhalb des Mittels des bisherigen Untersuchungszeitraumes (2004-2007) mit < 400 ährentragenden Halmen pro m² liegt bleibt unklar. In Übereinstimmung mit den oben genannten Ergebnissen, ergab sich eine Abhängigkeit des Tau- sendkorngewichts, nicht jedoch des Ertrages von der Aphidendichte als Mittel über das Stadium Mitte Milchreife (BBCH 75). Aus Abbildung 4B wird deutlich, dass relativ zu einer Dichte von 5 S. avenae und einem Tausendkorngewicht von 37,4 g, dieser Ertragsparameter um 3% (auf 36,3 g) bei Abun- danzen von 15 S. avenae, um 6% (auf 35,0 g) bei Abundanzen von 25 S. avenae, um 9% (auf 33,9 g) bei Abundanzen von 35 S. avenae und um 13% (auf 32,6 g) bei Abundanzen von 45 S. avenae pro Halm als Mittel über das Stadium Mitte Milchreife (BBCH 75) reduziert wird. Generell wurden leicht höhere Korrelationskoeffizienten für die Abhängigkeit des Tausendkorngewichts von den kumulierten Blattlausindices bis zum Ende des Stadiums Mitte Milchreife (BBCH 75) berechnet, ein Zusammen- hang zum Ertrag bestand jedoch wiederum nicht. Die Ergebnisse wurden nicht dargestellt, da Blatt- lausindices im Vergleich zur Anzahl Individuen pro Halm schwerer „greifbar“ sind.

Das grundsätzliche Problem der Quantifizierung von Ertragsverlusten durch Getreideaphiden im Win- terweizen ist die Komplexität der Befalls-Verlust-Relation, da der pro Blattlaus verursachte Ertragsver- lust mit fortschreitender Entwicklung der Kultur abnimmt (WRATTEN ET AL., 1979; HOLT ET AL., 1984). In Übereinstimmung damit stellten LEE ET AL. (1981) fest, dass zwischen Beginn der Blüte (BBCH 61) und Mitte der Teigreife (BBCH 85) der pro Blattlaus verursachte Ertragsverlust mit steigender Aphi- dendichte abnimmt. Damit ergibt sich eine Abhängigkeit der Befalls-Verlust-Relation von Veränderun- gen im Zusammenhang mit der Entwicklung des Winterweizens und/oder dem Schadpotential der Aphiden aufgrund von Konkurrenz bei höheren Dichten. Darüber hinaus belegten WATT ET AL. (1979) eine verminderte Fruchtbarkeit von S. avenae nach Mitte der Milchreife (BBCH 75). Obwohl in der Literatur überwiegend von einem linearen Zusammenhang ausgegangen wird (u.a. ENTWISTLE & DI- XON, 1987; CARTER ET AL., 1989), gibt es Hinweise, dass Befall und Ertragsverlust in nicht-linearer Weise voneinander abhängen (FREIER, 1975; LARSSON, 2005). Unabhängig davon wird kontrovers über die Eignung von Individuenzahlen pro Halm zum Abundanzmaximum (RABBINGE & MANTEL, 1981) gegenüber Blattlausindices (OAKLEY ET AL., 2005) zur Darstellung der Befalls-Verlust-Relation diskutiert. Die Studien zur Befalls-Verlust-Relation für S. avenae im Winterweizen beziehen sich überwiegend auf den Ertrag. FREIER (1975) berücksichtigte in seinen Untersuchungen auch das Tausendkornge- wicht und ermittelte bei maximalen Abundanzen von 40 bzw. 80 S. avenae pro Ähre Ertragsverluste

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von 18% bzw. 28% und eine Reduktion des Tausendkorngewichtes von 13% bzw. 21%; ähnliche Werte ergaben sich in Abhängigkeit von Indices, indem 400 bzw. 800 Blattlaustage pro Ähre über den gesamten Befallszeitraum Ertragsverluste von 14% bzw. 23% und eine Reduktion des Tausendkorn- gewichtes von 12% bzw. 20% verursachten. ENTWISTLE & DIXON (1987) geben bei einer maximalen Individuendichte von 10 bzw. 40 S. avenae pro Halm Ertragsverluste von 4% bzw. 12% an und LARS- SON (2005) stellte bei identischen Individuendichten zum Abundanzmaximum vergleichbare Ertrags- verluste von 7% bzw. 11% fest. Die von LARSSON (2005) in einem nicht-linearen Modell berechneten Werte lassen stark steigende Ertragsverluste in einem Bereich zwischen 4 und 10 S. avenae pro Halm erkennen, ein Sachverhalt, der bereits in Laborstudien von THIRAKUPT & ARAYA (1992) gezeigt werden konnte. Eine Beeinträchtigung des Ertrages in der Quassia Variante kann daher nicht ausgeschlossen werden. Demgegenüber ermittelten NIEHOFF & STÄBLEIN (1998) bei konstant eingestellten Dichten von 10 Individuen pro Ähre keinen Einfluss von S. avenae auf den Ertrag. Im Gegensatz zu den oben genannten Studien geht aus den Untersuchungen von JAHN (1980) hervor, dass der Assimilatentzug durch einen schwachen Blattlausbefall bis zu einer Dichte von 9 S. avenae pro Ähre zu einer vermehrten Stoffwechselaktivität des Winterweizens und damit zu einer, wenn auch nicht statistisch absicher- baren Ertragssteigerung führt, so dass Verluste erst oberhalb dieser Abundanzen einsetzen. Unter Annahme eines durch die Aphiden nicht reduzierten Ertragsniveaus in der Quassia-Variante und relativ zu den Untersuchungen von FREIER (1975) müssen das um 11% reduzierte Tausendkorngewicht und insbesondere die um 12% reduzierten Erträge der Kontroll-Variante als niedrig eingestuft werden, während die Ertragsreduktion in dem von ENTWISTLE & DIXON (1987) sowie LARSSON (2005) angege- benen Bereich liegt. Die Übertragung von Ergebnissen aus Laborstudien auf Freilandbedingungen ist sicherlich begrenzt. Andererseits sind aber auch die in Freilandstudien ermittelten Befalls-Verlust-Relationen in ihrer Aus- sagekraft begrenzt, weil der zeitliche Aufbau der Population im Zusammenhang mit der Entwicklung des Winterweizens das entscheidende Kriterium für die durch S. avenae verursachten Ertragsverluste ist. Unter Berücksichtigung dieses Aspekts konnte ROSSING (1991) in einem Regressionsmodell zeigen, dass der in Abhängigkeit vom Blattlausindex vorhergesagte Schaden den tatsächlich durch S. avenae in Freilandversuchen verursachten Schaden am besten wiedergibt. Die Befalls-Verlust- Relation für Getreideaphiden ist zudem abhängig von abiotischen Faktoren, die das Kompensations- vermögen des Winterweizens beeinflussen können (FERERES ET AL., 1988); darüber hinaus ist die unterschiedliche Toleranz von Winterweizensorten gegenüber Aphiden seit langem bekannt (u.a.CIEPIELA, 1989). Angesichts der stark unterschiedlichen Aphidenabundanzen in den Varianten, wären auch Ertragsun- terschiede zu erwarten gewesen. Die hohe Streuung der Erträge, insbesondere in der Kontroll- und Quassia-Variante (2,4-4,5 bzw. 2,7-4,7 kg pro 10,15 m²) relativ zur Neem-Variante (3,1-4,4 kg pro 10,15 m²), kann nur durch standortspezifische Faktoren erklärt werden, die über eine unterschiedliche Nährstoffversorgung das Ertragspotential des Winterweizens beeinflusst haben; in diesem Zusam- menhang muss auch die stark variierende Bestandesdichte in den Varianten genannt werden, deren Ursache unklar bleibt. Weiterhin kann die Quassia-Variante hinsichtlich der Befalls-Verlust-Relation nicht bewertet werden, da Aphidendichten im Bereich von bzw. unter 10 S. avenae pro Ähre in der Literatur extrem kontrovers diskutiert werden. Eine befallsfreie Variante als Referenz zur Ermittlung potentieller Erträge und Ertragsparameter ist jedoch nur unter abgeschlossenen Bedingungen zu ver- wirklichen, da die Effizienz von Quassia-MD unter Freilandbedingungen aufgrund der geringen UV- Stabilität nicht kalkulierbar ist.

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6 Ausblick Im Hinblick auf die grundsätzliche Problematik zur Ermittlung der Befalls-Verlust-Relation und basie- rend auf den Ergebnissen aus 2009 wird vorgeschlagen, auf einer Winterweizenfläche innerhalb eines Bereiches möglichst homogener Standortbedingungen (Bodenarten) einen Versuch mit definierten Aphidendichten (zwei Varianten) neben einer befallsfreien Variante in Gazezelten (2,5*12m) anzule- gen. Um einen möglichst aussagekräftigen Datensatz zu erhalten, sollte auch der natürliche Feldbefall im Vergleich zu einer „befallsfreien Variante“ (mit Quassia behandelt) entsprechend den Erhebungen in 2009 ermittelt werden. Eine achtfache Wiederholung aller Varianten ist vorgesehen.

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149 Teilprojekt Phytopathologie

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150 Teilprojekt Ökonomie

Ökologischer und konventioneller Landbau im Vergleich - Produktivität, technischer Fortschritt und Risiko -

Bearbeiter: Torben Tiedemann und Uwe Latacz-Lohmann

1 Einleitung Dieser Beitrag vermittelt einen Überblick über den bisherigen Stand und den weiteren geplanten Ver- lauf des Forschungsprojekts „Ökologischer und konventioneller Landbau im Vergleich - Produktivität, technischer Fortschritt und Risiko“. Im vergangenen Jahr wurde vorrangig am Teilprojekt „Profitsteige- rungspotenzial durch den Wechsel zum ökologischen Landbau“ gearbeitet, das das Ziel verfolgt, Be- triebscharakteristiken zu ermitteln, die eine rentable Umstellung auf ökologischen Landbau begünsti- gen. Daneben wurden aber auch entsprechende Vorarbeiten für das Teilprojekt „Risikoeffizienz im ökologischen und konventionellen Landbau“ durchgeführt und die Veröffentlichung des im Rahmen des letzten Projekttreffens präsentierten Beitrags zur Produktivitätsentwicklung im ökologischen und konventionellen Landbau vorangetrieben. Zusätzlich wurde die Bachelorarbeit von Herrn Henning Jensen betreut, in der er ökologische und konventionelle Betriebe hinsichtlich verschiedener betriebs- wirtschaftlicher Kennzahlen verglichen hat.

2 Profitsteigerungspotenzial durch den Wechsel zum ökologischen Landbau In Zusammenarbeit mit Herrn Dr. Breustedt wurde ein Teilprojekt in Angriff genommen, in dem geklärt werden soll, für welche konventionellen Betriebe die Umstellung auf den ökologischen Landbau wirtschaftlich interessant wäre und welche Variablen dies beeinflussen. Bisher ist diese Fragestellung anhand eines Datensatzes von mehr als 1.300 süddeutschen Milchviehbetrieben analysiert worden. Das besondere Augenmerk dieser Untersuchung liegt darauf zu klären, welchen Einfluss die Prä- mienzahlungen für ökologischen Landbau und der beschlossene Ausstieg aus der Milchquotenrege- lung auf die relative Wettbewerbsfähigkeit der ökologischen Milcherzeugung nehmen.

2.1 Material und Methoden Bevor im Folgenden die Ergebnisse dieser Analyse vorgestellt werden, wird zunächst ein kurzer Ü- berblick über das methodische Vorgehen und den verwendeten Datensatz gegeben. Da jeder analysierte Betrieb nur in einer Produktionsweise (ökologisch oder konventionell) zu beobachten ist, bedienen wir uns sogenannter Profitfunktionen, um den möglichen Profit in der alternativen Technologie abzuschätzen. Landwirtschaftliche Betriebsleiter besitzen jedoch erfahrungsgemäß unterschiedliche Managementqualitäten. Aus diesem Grund werden Methoden der Effizienzanalyse angewendet, damit die Ergebnisse des Technologievergleichs nicht durch die Ineffizienz der Betriebs- leiter verzerrt werden. In der vorliegenden Studie kommt hierfür die Data Envelopment Analyse (DEA) zur Anwendung, da sie im Gegensatz zur stochatischen Frontieranalyse den Vorteil bietet, dass keine Annahmen für die Funktionsform benötigt werden. Vielmehr wird der maximal mögliche Profit eines Betriebes aus einer Linearkombination von effizienten Betrieben mit ähnlicher Inputstruktur abgeleitet. Für die Bestimmung der rentabelsten Technologie ist gerade bei landwirtschaftlichen Familienbetrie- ben weiterhin zu beachten, dass es starke Unterschiede in der Anpassungsfähigkeit der im Produkti- onsprozess verwendeten Inputs gibt. Während variable Inputs wie Kraftfutter, Treibstoffe etc. nahezu problemlos angepasst werden können, sind Produktionsfaktoren wie Familienarbeitskräfte aber auch Gebäude und Milchquote zumindest kurzfristig kaum zu erhöhen. Es empfiehlt sich deshalb, sie als fixe Inputs anzusehen (vgl. Coelli et al., 2005). Da für diese Faktoren eine möglichst hohe Verwertung

151 Teilprojekt Ökonomie

angestrebt werden soll, zielt unser Ansatz auf die Maximierung des kurzfristigen Profits, gemessen durch den betrieblichen Gesamtdeckungsbeitrags (GDB), unter Berücksichtigung der betriebsindivi- duellen Ausstattung mit fixen Faktoren ab. Dieses Vorgehen wird im Folgenden anhand von Abbildung 1 erläutert.

GDB * B kon konventionelle Profitfrontier

* ökologische Profitfrontier A öko * B öko

* A kon A B

fixer Input (z.B. Fläche) xA xB

Abb. 1: Technologieempfehlungen unter Verwendung von Profitfrontiers

In Abbildung 1 sind beispielhaft Profitfrontiers für den ökologischen und konventionellen Landbau dargestellt, die mit Hilfe der DEA aus Linearkombinationen von effizient wirtschaftenden Betrieben ermittelt worden sind. Sie stellen den maximalen möglichen GDB in Abhängigkeit von der Ausstattung mit landwirtschaftlicher Fläche für die jeweilige Technologie dar. Es wird deutlich, dass der konventionelle Betrieb A im Vergleich mit seinen besten Berufskollegen nicht effizient arbeitet, da sein tatsächlich beobachteter GDB unterhalb der konventionellen Profitfron- tier liegt. Hätte Betrieb A effizient gewirtschaftet, so hätte er in seiner Produktionstechnologie bei ge- * gebener Bodenausstattung ein Profitniveau von A kon realisieren können. Wie aus Abbildung 1 ersichtlich wird, wäre mit der gleichen Ausstattung an Boden bei ökologischer Produktion ein höherer GDB (bspw. auf Grund höherer Erzeugerpreise und zusätzlicher Prämien) möglich gewesen. Bei seiner gegebenen Faktorausstattung bietet die ökologische Produktionsweise diesem Betrieb die Möglich- * keit, einen maximalen Profit von A öko zu erzielen. Unter der Annahme, dass es dem Betriebsleiter gelingt, in der alternativen Wirtschaftsform ein ähnliches Effizienzniveau wie in der eigenen Technolo- gie zu erreichen, verspricht ein Technologiewechsel für Betrieb A somit eine zusätzliche Profitsteige- * * rung von A öko - A kon. Der umgekehrte Fall ist hingegen beim ökologisch wirtschaftenden Betrieb B festzustellen. Bei seiner Betriebsgröße dominiert z. B. auf Grund von arbeitswirtschaftlichen Vorteilen die konventionelle Pro- duktionsform. Diesem Betrieb wäre folglich ein Wechsel zur konventionellen Produktion anzuraten, da diese bei seiner gegebenen Faktorausstattung einen höheren Profit ermöglicht. Das oben beschriebene Modell wird auf einen Datensatz von süddeutschen Milchviehbetrieben angewendet, der aus 102 ökologisch und 1239 konventionell wirtschaftenden Betriebe besteht. Berücksich- tigt werden in der Analyse neben dem GDB primär die betriebliche Ausstattung mit Land, Arbeitskräf- ten, Kapital und Milchquote. In einem zweiten Analyseschritt wird das Modell um zusätzliche Einfluss- faktoren erweitert, um deren Bedeutung für die Rentabilität des Ökolandbaus zu klären. Tabelle 1 gibt einen Überblick über die Größenordnung der verwendeten Variablen für das Untersuchungsjahr 2004/05.

152 Teilprojekt Ökonomie

Tab. 1: Deskriptive Statistik der analysierten Milchviehbetriebe aus dem Wirtschaftsjahr 2004/05 Ökobetriebe konventionelle Betriebe (n = 102) (n = 1239) Mittelwert Std. Mittelwert Std.

Gesamtdeckungsbeitrag [€] 90 154 40 551 97 141 32 268 Produktionsfaktoren Land [ha]* 48,1 21,1 54,1 18,7 Arbeitskräfte [AK] 1,70 0,50 1,72 0,45 Kapital [€]* 31 605 16 169 36 760 13 673 Milchquote [kg]* 223 743 121 203 311 703 92 059

Ergänzende Einflussfaktoren Bodengüte [EMZ] 3 464 1 282 3 384 1 005 Fläche mit Umweltauflagen [ha] 1,2 6,3 0,3 2,8 Alter des Betriebsleiters [Jahre] 46,4 8,0 46,8 9,4 Ausbildung des Betriebleiters* 3,34 0,76 3,16 0,75 [1 = keine Ausbildung bis 5 = Studium]

* Laut t-Test unterscheiden sich die Mittelwerte der ökologischen und konventionellen Betriebe mit einer Irrtumswahrscheinlichkeit von weniger als 5%

Wie aus Tabelle 1 zu entnehmen ist, sind die analysierten Ökobetriebe im Mittel etwas kleiner als ihre konventionellen Vergleichsbetriebe. Während der durchschnittliche Arbeitskräfteeinsatz nahezu identisch ist, bestehen signifikante Unterschiede zwischen den beiden Gruppen in der Ausstattung mit Land, Kapital und vor allem Milchquote. Auf Grund der im Mittel deutlich geringeren Milchleistung im ökologischen Landbau halten beide Gruppen jedoch im Durchschnitt ca. 45 Kühe. Für die im zweiten Analyseschritt zusätzlich berücksichtigten Variablen lassen sich hingegen nur geringe Differenzen zwischen den beiden Gruppen feststellen. Lediglich bei der Variable Ausbildung gibt es signifikante Unterschiede, die auf den höheren Anteil von Betriebsleitern mit landwirtschaftlichem Meister in der Gruppe der Ökolandwirte zurückzuführen sind.

2.2 Ergebnisse zur Technologieempfehlungen unter Berücksichtigung der Milchquoten- regelung und der Prämien für ökologischen Landbau Die auf Basis des oben beschriebenen Modells ermittelten Ergebnisse legen nahe, dass mehr als 70 % der Betriebsleiter die für ihren Betrieb profitabelste Technologie gewählt haben. Lediglich 27,5 % der analysierten Ökobetriebe hätte im konventionellen Landbau einen höheren Profit von durchschnittlich 160 €/ha erzielen können. Für 29,5 % der konventionellen Betriebe wäre es hingegen interessant gewesen, ökologisch zu wirtschaften. Sie hätten dadurch ihren Profit im Mittel um ca. 227 €/ha stei- gern können. Um zu analysieren, wie sich ein Wegfall der Prämien für den ökologischen Landbau und das Auslau- fen der Milchquotenregelung auf die relative Wettbewerbsfähigkeit der beiden Technologien auswirken, wurden drei zusätzliche Szenarien untersucht. Im ersten Szenario wurden die Prämien für ökolo- gischen Landbau aus dem Profit der ökologischen Betriebe herausgerechnet. Im zweiten Szenario wurde darauf verzichtet, die Milchquote als fixen Input im Modell zu berücksichtigen, da die betriebliche Milchquote spätestens ab 2015 nicht mehr relevant für die Milchproduktion sein wird. Im letzten Szenario sind beide Maßnahmen schließlich kombiniert worden. Die daraus resultierenden Ergebnis- se für die Technologieempfehlungen sind in Tabelle 2 zusammengefasst.

153 Teilprojekt Ökonomie

Tab. 2: Anteil an Betrieben, für die die ökologische Wirtschaftsweise einen höheren Profit verspricht Prämien für Beobachtete Technologie Milchquote Insgesamt Ökolandbau Ökologisch Konventionell Ausgangssituation Ja Ja 72,5% 29,5% 32,7% Szenario 1 Ja Nein 48,8% 11,3% 14,1% Szenario 2 Nein Ja 5,9% 2,9% 3,1% Szenario 3 Nein Nein 2,0% 1,1% 1,2%

Während in der Ausgangssituation ca. einem Drittel der analysierten Betriebe empfohlen wird, ökolo- gisch zu produzieren, würde sich dieser Anteil auf ca. 14 % reduzieren, wenn die Ökobetriebe keine zusätzlich staatliche Förderung bekommen hätten. Zu erkennen ist jedoch, dass auch ohne staatliche Förderung noch ungefähr die Hälfte der jetzigen Ökobetriebe in ihrer Technologie verbleiben sollte. Die Aufhebung der Milchquotenregelung würde hingegen zu deutlich stärkeren Veränderungen füh- ren. Ohne Begrenzung durch die Milchquote könnten lediglich 3 % der untersuchten Betriebe eine höhere Verwertung ihrer Betriebsfaktoren im Ökolandbau erwirtschaften. Würden Milchquote und Prämien gemeinsam wegfallen, würde sich dieser Anteil auf 1 % reduzieren. Als Ergebnis dieser Untersuchung lässt sich festhalten, dass konventionelle Milcherzeugung generell keine höheren Profite sicherstellt. Vielmehr haben unter den gegeben Bedingungen im Analysejahr mehr 70 % der Betriebesleiter die für sie profitabelste Technologie gewählt. Für die übrigen 30 % wür- de ein Wechsel der Technologie hingegen ein nicht zu vernachlässigendes Profitsteigerungspotenzial ermöglichen. Die Szenarioanalyse zeigt weiterhin, dass die gezahlten Prämien für ökologischen Landbau ihren Beitrag dazu leisten, die Rentabilität einer Umstellung auf ökologische Landwirtschaft zu erhöhen. Jedoch scheint die Milchquotenregelungen für unsere analysierten Betriebe einen deutlichen größeren Einfluss zu haben. Erklären lässt sich dies dadurch, dass der Handel mit Milchquote in Süddeutschland bis 2007 auf Regierungsbezirksebene begrenzt war. Auf Grund dieser regionalen Beschränkung war Milchquote im Vergleich zum übrigen Bundesgebiet besonders teuer (vgl. BMVEL 2005) und ein Wachstum im Bereich der Milchproduktion demzufolge sehr kapitalintensiv. Für Be- triebsleiter, die diese Investitionen scheuten, bot es sich folglich an, ihren Betriebe auf ökologische Produktion umstellen, denn auf Grund des im Mittel um 15 % höheren Preises für Ökomilch konnten sie dadurch im Durchschnitt eine deutlich höhere Verwertung des knappen Produktionsfaktors Quote erreichen. Durch das Aufheben der Milchquotenregelung wird der Ökolandbau diesen Wettbewerbs- vorteil verlieren, da die konventionelle Milcherzeugung auf Grund der intensiveren Produktion höhere Einkünfte bei gegebener Faktorausstattung verspricht. Natürlich ist hierbei zu beachten, dass es nach dem Wegfall der Quote zu deutlichen Anpassungsre- aktionen der Landwirte kommen wird. Würden beispielsweise viele Ökolandwirte zur konventionellen Produktion zurückkehren, würde dies dazu führen, dass sich auch das Preisverhältnis von ökologi- scher zu konventioneller Milch verändern würde. Unsere Berechnungen zeigen, dass der Preis von konventionell erzeugter Milch um ca. 12 % sinken müsste, damit sich ohne Milchquote ein zur Aus- gangssituation vergleichbares Ergebnis einstellen würde.

2.3 Einflussfaktoren auf die Technologieempfehlungen Im zweiten Untersuchungsschritt ist genauer analysiert worden, welche Faktoren die Erzielung eines höheren Profits im ökologischen Landbau begünstigen. Da Analysen von Pietola und Oude Lansink (2001) sowie Gardebroek (2002) nahe legen, dass die Profitunterschiede zwischen ökologischem und konventionellem Landbau auch von natürlichen Gegebenheiten wie der Bodengüte, dem Vorhanden- sein von Naturschutzgebieten und von Betriebsleitercharakteristiken wie beispielsweise dem Alter und der Form der Ausbildung beeinflusst werden, wurden die in Tabelle 1 vorgestellten Variablen ergän- zend in das Profitmodell mit aufgenommen.

154 Teilprojekt Ökonomie

Auf Basis der Profitfrontiers wurde für jeden einzelnen Betrieb die Deckungsbeitragsdifferenz zwischen ökologischer und konventioneller Produktion (GDBöko – GDBkon) ermittelt. Diese Differenzen ist anschließend mit Hilfe einer Kleinst-Quadratschätzung auf die in der Analyse verwendeten Variablen regressiert worden. Zur Korrektur der Überschätzung von Effizienzwerten, die sich bei DEA- Anwendungen auf Grund des begrenzten Datensatzes ergeben können, wurde die Bootstrapping- Prozedur von Simar und Wilson (2000) angewendet. Die Ergebnisse der Regression sind in Tabelle 4 dargstellt.

Tab. 4: Zusammenhang zwischen Profitvorteil im Ökolandbau und Betriebscharakteristiken Standard- Standardisierter Variable Koeffizient t-Wert p-Wert fehler Koeffizient Konstante -2367,84 2173,46 -1,09 0,276 Land -15,37 15,92 -0,021 -0,97 0,334 Arbeit*** 3852,33 609,35 0,129 6,32 0,000 Kapital*** -0,08 0,02 -0,083 -3,69 0,000 Milchquote*** -0,10 0,00 -0,733 -31,88 0,000 Bodengüte*** 1,45 0,24 0,109 5,92 0,000 Bewirtschaftungs- 88,19 75,82 0,021 1,16 0,245 auflagen Alter*** 76,45 27,97 0,052 2,73 0,006 Ausbildung*** 3437,20 330,87 0,189 10,39 0,000

Beobachtungen 1341 F-Wert 230,9 Sig. 0,00 Bestimmtheitsmaß 0,581 *,** und *** kennzeichnen Signifikanz bei einer Irrtumswahrscheinlichkeit von 10 %, 5 % und 1 %

Wie aus Tabelle 4 zu entnehmen ist, üben alle analysierten Größen mit Ausnahme der Variablen Land und Bewirtschaftungsauflagen signifikanten Einfluss auf den Profitunterschied zwischen den beiden Technologien aus. Positiv für den Ökolandbau wirken dabei die Variablen Arbeit, Bodengüte, Alter und das Ausbildungsniveau. Betriebe, die folglich über eine vergleichsweise hohe Arbeitsausstattung in Relation zu ihrer Betriebsgröße verfügen, können im Ökolandbau einen höheren GDB erwirtschaften. Diese Erkenntnis steht im Einklang mit den Ergebnissen von Offermann und Nieberg (2002), nach denen die ökologische Milchviehhaltung mit einem Mehrarbeitsbedarf von 11 % verbunden ist. Der positive Einfluss der Bodengüte lässt sich dadurch erklären, dass bessere Böden ein höheres Vermögen zur Nährstoffspeicherung besitzen. Da Ökobetriebe fast ausschließlich Wirtschaftsdünger einsetzen können und auf schnell verfügbaren Kunstdünger verzichten müssen, ist das Nährstoffspei- chervermögen des Bodens von besonderer Bedeutung für die Feldwirtschaft. Auch die Betriebsleitereigenschaften Alter und Ausbildung wirken sich - wie in den Untersuchungen von Lohr und Park (2006) und Nieberg und Offermann (2008) – positiv auf den Profit aus. Gute landwirtschaftliche Kenntnisse sind notwendig, da der ökologische Landbau auf einer komplexen Kreis- laufwirtschaft beruht und Fehler in der Produktion im Vergleich zur konventionellen Landwirtschaft nicht so einfach ausgeglichen werden können. Folglich ist die im Rahmen einer Ausbildung oder durch praktische Erfahrungen erworbene landwirtschaftliche Qualifikation eine wichtige Voraussetzung für eine rentable ökologische Landwirtschaft. Aus Tabelle 4 wird weiterhin ersichtlich, dass die Variablen Kapital und Milchquote hingegen einen negativen Einfluss aufweisen. Dadurch verschieben sie die Profitdifferenz zu Gunsten der konventionellen Wirtschaftsweise. Ein Blick auf die standardisierten Koeffizienten der Regression verdeutlicht, dass die Milchquote mit Abstand den größten Einfluss auf die Profitdifferenz ausübt. Diese Erkenntnis bestätigt die Ergebnisse aus der obigen Analyse zur Technologieempfehlung, da folglich vor allem Betriebe mit einer verhältnismäßig geringen Milchquotenausstattung im Ökolandbau höhere Profite

155 Teilprojekt Ökonomie

erwirtschaften können. Betriebe mit vergleichsweise hoher Quotenausstattung können hingegen bei konventioneller Wirtschaftsweise ein höheres Einkommen erzielen. Der negative Einfluss der Variable Kapital lässt sich darauf zurückführen, dass mit einer intensiven Milchproduktion in der Regel auch Investitionen in Stallplätze und entsprechende Haltungstechnik erforderlich wird. Abschließend ist darauf hinzuweisen, dass das vorgestellte Modell nicht die volle Komplexität der betrieblichen Technologiewahl widerspiegelt. Dies mag erklären, warum eine vergleichsweise große Anzahl an konventionellen Betrieben identifiziert wird, die zum ökologischen Landbau wechseln sollte. Unterschiedliche Risikoeinstellungen und Präferenzen der Betriebsleiter nehmen jedoch ebenso auf die Umstellungsentscheidung Einfluss wie die Höhe der möglichen Umstellungskosten. Gerade die Umstellungskosten sind nach Schramek und Schnaut (2004) für Futterbaubetriebe eine wichtiger Grund, der sie von der Umstellung abhält. Ihre Ergebnisse zeigen jedoch auch auf, dass konventionelle Betriebsleiter diese Kosten in der Regel deutlich überschätzen und die tatsächlichen Umstellungs- kosten für Milchviehbetriebe im Mittel bei ca. 1300 €/ha liegen. Ein Teil der im Rahmen dieses Projekts entstandenen Forschungsergebnisse wurde im August des letzten Jahres auf der Internationalen Agrarökonomen Konferenz (IAAE) in Peking präsentiert. Des Weiteren wurde ein Manuskript bei der Zeitschrift FOOD POLICY eingereicht. Dieses ist bereits von drei anonymen Experten begutachtet worden, deren Kommentare momentan bearbeitet werden. Nach Einarbeitung der Änderungswünsche erhalten diese Gutachter den Artikel zur erneuten Begutachtung.

3 Empirische Analysen zur Produktivitätsentwicklung im ökologischen und konventionellen Landbau Der im Rahmen des letzten Projekttreffens präsentierte Beitrag zur Analyse der Produktivitätsentwick- lung in ökologisch und konventionell wirtschaftenden Betrieben wurde als Manuskript bei der Zeit- schrift AGRARWIRTSCHAFT zur wissenschaftlichen Begutachtung eingereicht. Die entsprechenden Gutachten sind im Oktober des vergangenen Jahres eingetroffen. Von den beiden Gutachtern sind einige Änderungswünsche angemerkt worden, die sich primär auf eine kritische Würdigung des an- gewendeten Matchingverfahrens sowie die statistische Absicherung der präsentierten Ergebnisse beziehen. Ihre Kommentare werden derzeit noch in den Artikel eingearbeitet. Anschließend wird der Artikel den beiden Experten erneut zur abschließenden Begutachtung vorgelegt.

4 Risikoeffizienz im ökologischen und konventionellen Landbau Im Bereich des Projekts „Risikoeffizienz im ökologischen und konventionellen Landbau“ wurden im letzten Jahr methodische Vorarbeiten geleistet. So wurde die Data Envelopment Analyse um eine geeignete Möglichkeit zur Berücksichtigung von Risiko im Rahmen der Effizienzbewertung erweitert. Zur Überprüfung der Anwendbarkeit dieses neuen Modells wurde mit ihm ein Datensatz von konventionellen Schweinemastbetrieben untersucht, die erfahrungsgemäß deutliche Einkommensschwankun- gen zwischen einzelnen Wirtschaftsjahren aufweisen. Es wurde analysiert, welche Veränderungen sich durch die Risikoberücksichtigung im Vergleich zum Standardansatz ergeben. Dabei konnte gezeigt werden, dass vor allem diversifizierte Betriebe von der Risikoberücksichtigung profitieren. Bera- tungsempfehlungen, die eine stärkere Spezialisierung aus Gründen der Effizienzsteigerung fordern, sind folglich kritisch zu hinterfragen. Diese Ergebnisse sind als Manuskript bei der Zeitschrift AGRARWIRTSCHAFT eingereicht worden. Eine Entscheidung über die Veröffentlichung steht im Moment noch aus.

156 Teilprojekt Ökonomie

5 Bachelorarbeit zur Erfolgsanalyse von ökologischen und konventionellen Betriebe Zusätzlich wurde im vergangenen Jahr die Bachelorarbeit von Herrn Henning Jensen betreut. Herr Jensen hat im Rahmen seiner Arbeit die Erfolgsunterschiede zwischen ökologischen und vergleichbaren konventionellen Betrieben untersucht. Insgesamt hat er dafür die Buchführungsabschlüsse von 432 Betrieben, die aus dem Buchführungsdatensatz der LANDDATA stammen, über einen Zeitraum von sechs Wirtschaftsjahren (2002/03 bis 2007/08) ausgewertet. Jede Untersuchungsgruppe setzt sich dabei aus 49 Ackerbau-, 126 Futterbau- und 41 Verbundbetrieben zusammen. Als primäre Messgröße für die Rentabilität der Betriebe wird im Rahmen der Bachelorarbeit der um außerordentliche Einflüsse bereinigte Gewinn (Ordentliches Ergebnis) plus Personalkosten pro Ar- beitskraft verwendet. Diese Kennzahl ist besonders gut für einen Vergleich geeignet, da sie auch bei unterschiedlichen Rechtsformen angewendet werden kann (vgl. Nieberg und Offermann, 2008). Daneben werden aber auch Kennzahlen aus dem Bereich der Liquidität und der Stabilität genauer analysiert. Wie durch Abbildung 2 illustriert wird, erzielen die ökologischen Betriebe im Durchschnitt ein höheres Einkommen pro Arbeitskraft als die vergleichbaren konventionellen Betriebe.

45000

40000 pro 35000 30000 25000 20000 Personalkosten

Arbeitskraft

+ 15000

10000

Gewinn 5000 0 2002/03 2003/04 2004/05 2005/06 2006/07 2007/08 Ökologisch Konventionell

Abb. 2: Entwicklung der Erfolgsgröße Gewinn plus Personalkosten pro Arbeitskraft im Zeitablauf

So erwirtschaften die ökologischen Betriebe im Mittel ca. 5.000 € mehr pro Arbeitskraft, was einer Einkommenssteigerung von durchschnittliche 23 % gegenüber ihren konventionellen Berufskollegen entspricht. Wie die detaillierte Aufgliederung der Ergebnisse nach Betriebsschwerpunkt in Abbildung 3 zeigt, sind es vor allem die ökologisch wirtschaftenden Futterbau- und Gemischtbetriebe, die im Mittel signifikant mehr Gewinn gegenüber der entsprechenden Vergleichsgruppe erwirtschaften. So erzielen die ökolo- gischen Verbundbetriebe durchschnittlich 7.800 € mehr im Jahr pro Arbeitskraft. Bei den ökologischen Futterbaubetrieben sind es ungefähr 5.900 € pro Arbeitskraft. Dagegen fällt der Vorsprung der ökolo- gisch wirtschaftenden Ackerbaubetriebe mit 1.200 € pro Arbeitskraft vergleichsweise gering aus.

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35000

30000

25000

20000

15000

10000

5000

0 Gewinn + Personalkosten pro Arbeitskraft

ldw. Produktion Prämien Umweltprämien

Abb. 3: Durchschnittlicher Gewinn plus Personalkosten pro Arbeitskraft nach Betriebstyp und Bewirt- schaftungsform (2002/03 – 2007/08, inflationsbereinigt)

Weiterhin sind in Abbildung 3 die Quellen des Einkommmens dargestellt. Diese sind gegliedert in Profite aus der landwirtschaftlichen Produktion, staatliche Zahlungen für Umweltleistungen (Förderung des ökologischen Landbaus und Zahlungen für Vertragsnaturschutz) und weitere staatliche Einkommensbeihilfen. Aus dieser Unterteilung wird ersichtlich, dass das höhere Einkommen der ökologisch wirtschaftenden Betriebe maßgeblich auf die staatlichen Zahlungen für Umweltleistungen zurückzuführen ist. Im Mittel machen diese Zahlungen – unabhängig vom Betriebstyp – für die ökologischen Landwirte ungefähr ein Drittel ihres Gewinns aus. Deutlich wird weiterhin, dass die ökologischen Futterbau- und Gemischtbetriebe auch ohne diese Prämien für Umweltleistungen ein ähnlich hohes Einkommen wie ihre konventionellen Berufskollegen erreichen könnten, da die Einkünfte aus der landwirtschaftlichen Produktion und den übrigen Prä- mienzahlungen in beiden Wirtschaftsweisen nahezu identisch sind. Die ökologischen Ackerbaubetrie- be würden ohne diese Umweltprämien hingegen deutlich weniger verdienen als die entsprechenden konventionellen Vergleichsbetriebe. Dies ist vor allem auf das geringere Einkommen aus der landwirtschaftlichen Produktion zurückzuführen. Es bestehen jedoch innerhalb der Gruppe der Ackerbaube- triebe deutliche Erfolgsunterschiede, wie der Betriebsvergleich in Tabelle 5 aufzeigt.

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Tab. 5: Betriebsvergleich der analysierten Ackerbaubetriebe 2002/03 bis 2007/08 Ökologisch wirtschaftende Betriebe Konventionell wirtschaftende Betriebe (n = 49) (n = 49) - 25% Gesamtmittel + 25% - 25% Gesamtmittel + 25% Faktorausstattung Ldw. Fläche (ha) 51,2 78,6 131,2* 53,0 77,0 125,5* Pachtanteil 51% 49% 50% 47% 53% 57%* EMZ 3564 3771 4127* 3948 4055 4281* Arbeitskräfte 1,24 1,80 2,62* 1,18 1,79 2,36* Anteil Familien-AK 93% 82% 70%* 99% 85% 77%* Milchquote (kg) 3190 4808 4205 16048 9555 3134* Flächennutzung Getreide 44% 44% 43% 58% 52% 48%* Ölfrüchte 0% 1% 2% 9% 7% 7% Eiweißpflanzen 8% 8% 8% 0% 0% 0% Zuckerrüben 0% 0% 1% 5% 5% 3% Kartoffeln 4% 6% 8%* 6% 6% 6% Andere Marktfrüchte 6% 10% 12%* 7% 15% 21%* Ackerfutterbau 11% 11% 11% 3% 3% 4% Dauergrünland 15% 12% 7%* 7% 5% 4%* Stilllegung/Brache 12% 8% 8% 5% 7% 7% Erträge Getreide (dt/ha) 26 32 34* 58 64 70* Ölfrüchte (dt/ha) 19 17 21 32 37 39 Eiweißpflanzen (dt/ha) 20 25 27 29 30 31 Zuckerrüben (dt/ha) 439 448 450 553 618 687 Kartoffeln (dt/ha) 128 151 160 298 319 340 Preise Getreide (€/dt) 24,82 27,58 30,91* 11,96 12,13 12,56 Ölfrüchte (€/dt) 39,78 43,35 45,56* 22,72 23,83 25,11* Eiweißpflanzen (€/dt) 29,63 29,81 30,64 11,03 13,18 14,79 Zuckerrüben (€/dt) 7,61 8,62 9,94 4,96 5,05 5,03 Kartoffeln (€/dt) 42,28 45,87 48,93 11,64 12,56 13,48 Spezialaufwand Saatgut (€/ha) 123 265 331* 98 120 171 Dünger (€/ha) 23 38 65* 148 163 175 Pflanzenschutz (€/ha) 1 7 14* 129 180 192* Tierhaltung Vieheinheiten pro ha 0,09 0,14 0,10 0,11 0,17 0,23 Betriebsleiter Alter (Jahre) 49,0 49,1 48,5 49,5 48,4 47,5* Anteil Ausbildung 77% 85% 96%* 87% 90% 94% Kennzahlen Staatliche Prämien (€/ha) 480 473 454 345 350 335 Ordentliches Ergebnis (€/ha) -79 1038 1848* -57 1051 2113* Ordentliches Ergebnis (€/AK) -6123 29705 72578* -1134 28417 64583* Gesamtkapitalrendite -17% -3% 8%* -11% -2% 6%* Eigenkapitalsveränderung (€/ha) -540 -88 320* -415 54 442* * signifikante Unterschiede zwischen dem besten Viertel und dem schlechtesten Viertel der Betriebe bei einer Irrtumswahrscheinlichkeit von 5 %

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Aus dem Betriebsvergleich in Tabelle 5 wird ersichtlich, dass die erfolgreichen ökologischen Acker- baubetriebe deutlich größer sind als das abfallende Viertel der Betriebe. Sie bewirtschaften ca. 2,5- mal so viel Fläche mit der doppelten Anzahl an Arbeitskräften. Hinzu kommt, dass die Bodenqualität bei den erfolgreichen Betrieben signifikant höher ist. Dies erklärt zum Teil die höheren Naturalerträge, von denen sich jedoch lediglich die Getreideerträge signifikant zwischen den erfolgreichen und weniger erfolgreichen Betrieben unterscheiden. Insgesamt wird deutlich, dass die erfolgreichen Betriebe marktorientierter arbeiten. Der Ackeranteil in diesen Betrieben ist signifikant höher und es werden verstärkt arbeitsintensive Marktfrüchte wie Kartoffeln, Zuckerrüben und z. T. auch Feldgemüse angebaut. Zusätzlich werden beim Absatz von Getreide und Ölfrüchten signifikant höhere Preise erzielt. Weiterhin auffällig ist, dass die erfolgreichen ökologischen Marktfruchtbetriebe deutlich höhere Spezi- alaufwendungen pro Hektar haben. Sie geben im Vergleich zu den schlechtesten Betrieben ungefähr 2,8-mal so viel für Dünger, Pflanzenschutz und Saatgut aus. Des Weiteren ist zu erkennen, dass in der Gruppe der weniger erfolgreichen ökologischen Betriebe vermehrt Betriebsleiter ohne landwirtschaftliche Ausbildung zu finden sind. Diese Analyse stützt damit die Ergebnisse von Nieberg und Offermann (2008), die die landwirtschaftliche Ausbildung ebenfalls als eine wichtige Erfolgsgröße im ökologischen Landbau identifizieren. Abschließend macht ein Vergleich mit den besten konventionellen Ackerbaubetrieben der Untersu- chung deutlich, dass es wenige Unterschiede zwischen den erfolgreichen Betrieben in beiden Techno- logien hinsichtlich der Betriebscharakteristiken gibt. Auch hier sind es vor allem die größeren Betriebe, die bessere Ergebnisse erwirtschaften. Analog zum ökologischen Landbau arbeiten diese Betriebe ebenfalls mit einem größeren Spezialaufwand, schaffen es auf der anderen Seite aber auch, über- durchschnittliche Naturalerträge und Preise zu erzielen. Diese Unterschiede sind jedoch in der Gruppe der konventionellen Betriebe weniger häufig signifikant.

6 Zeitplan für das weitere Vorgehen Es ist geplant, dass Forschungsprojekt „Ökologischer und konventioneller Landbau im Vergleich - Produktivität, technischer Fortschritt und Risiko“ bis zum Ende des Jahres 2010 abzuschließen. Für die verbleibende Zeit ist der folgende Zeitplan aufgestellt worden:

Zeitraum Arbeitsschritt Februar - März Korrekturen an den bereits begutachteten Beiträgen für die Zeitschriften AGRARWIRTSCHAFT und FOOD POLICY April - August Analyse der Risikoeffizienz im ökologischen und konventionellen Land- bau mit entsprechender Literaturrecherche und Verfassen eines wissenschaftlichen Artikels September - Dezember Zusammenfassung der bisherigen Ergebnisse und deren Aufbereitung zur Dissertation

7 Literaturverzeichnis

BMVEL (2005): Agrarbericht der Bundesregierung 2005. Bundesministerium für Verbraucherschutz, Ernährung und Landwirtschaft, Berlin COELLI, T.J., D.S.P. RAO, C.J. O’DONNELL UND G.E. BATTESE (2005): An introduction to efficiency and productivity analysis. 2. Auflage, Springer, New York GAEDEBROEK, C. (2002): Farm-specific factors affecting the choice between conventional and organic dairy farming. Beitrag präsentiert auf dem 10. Kongress der EAAE, Zaragoza, Spanien

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LOHR, L. UND T.A. PARK (2006): Technical Efficiency of U.S. Organic Farmers: The Complementary Roles of Soil Management Techniques and Farm Experience. Agricultural and Resource Econo- mics Review, 35, S. 327-338 NIEBERG, H UND F. OFFERMANN (2008): Financial success of organic farms in Germany. Beitrag präsen- tiert auf dem 16. IFOAM Organic World Kongress, Modena, Italien OFFERMANN, F. UND H. NIEBERG (2002): (Wann) Ist ökologisch auch wirtschaftlich? Ökolandbau For- schungsreport, 1, S. 27-29 PIETOLA, K.S. UND A. OUDE LANSINK (2001): Farmer Response to Policies Promoting Organic Farming Technologies in Finland. European Review of Agricultural Economics, 28, S. 1-15 SCHRAMEK, J UND G. SCHNAUT (2004): Hemmende und fördernde Faktoren einer Umstellung auf öko- logischen Landbau aus Sicht landwirtschaftlicher Unternehmen in verschiedenen Regionen Deutschlands. Forschungsprojekt des Bundesprogramms ökologischer Landbau, Bonn SIMAR, L. UND P.W. WILSON (2000): A general methodology for bootstrapping in non-parametric frontier models. Journal of Applied Statistics, 27, S. 779-802

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