Cosima Tegetmeyer - Institut für Botanik und Landschaftsökologie ...

Ernst-Moritz-Arndt Universität Greifswald
Institut für Botanik und Landschaftsökologie
LANDSCHAFTSÖKOLOGISCHE CHARAKTERISIERUNG VON HABITATEN
DES SEGGENROHRSÄNGERS (ACROCEPHALUS PALUDICOLA) IM
ROZWAROWO-MOOR/ NORDWESTPOLEN
Diplomarbeit im Studiengang Landschaftsökologie und Naturschutz
2006
Gutachter:
Prof. Dr. Michael Succow
Dr. Hans Joosten
Cosima Tegetmeyer
Foto: W. Wichtmann

“ ich bin ein klein wild Vögelein
und niemand kann mich zwingen”
-Volkslied aus Siebenbürgen-

Danke ... Dziekuje
In erster Linie danke ich Franziska Tanneberger für den Vorschlag zum Thema der Arbeit
und deren Betreuung, die Bereitstellung von etlichen Kilogramm Literatur, von Bildern,
Daten usw., für fachliche und logistische Hilfe sowie Korrekturlesen und seelischmoralische
Unterstützung. Wahnsinn. Danke.
Ich danke Prof. Michael Succow und Dr. Hans Joosten für meine Ausbildung und die
fachliche Betreuung der Diplomarbeit.
Der ganzen Familie Smolczynski möchte ich für ihre Gastfreundschaft und Hilfe danken,
so war es mir möglich gewesen, während der Feldarbeit in Polen in direkter Nachbarschaft
zum Rozwarowo-Moor zu leben. Dziekuje za pomoc!
Vielen Dank an Pan Smolczynski, Pan Radne und Pan Piatkowski für ihr Interesse am
Seggenrohrsänger und der Naturschutzarbeit in Rozwarowo sowie für die stets bereitwilligen
Auskünfte über das Rozwarowo-Moor und das Gewerbe der Rohrwerbung.
Marek Dylawerski danke ich für Informationen (Karten und Daten) über das Untersuchungsgebiet
und die Möglichkeit, bei der Frühjahrszählung 2006 mitzuwirken und dabei
Seggenrohrsänger zu beobachten.
Ulrich Möbius danke ich für die Bereitstellung der Arbeitsgeräte und die Betreuung im
Bodenlabor.
Vielen Dank auch an Jan Peper für Transportlogistik, die Mithilfe bei den Torfbohrungen
und für das Näherbringen der Mysterien von „ MS Word“.
Ein Dankeschön geht an Nele Friedrich für emsigstes Korrekturlesen und für Mathe.
Libi! Thank you for giving me so much energy and renovating my back.
Und vielen Dank an meine Freunde und meine Familie dafür, dass es Euch gibt.

Hiermit erkläre ich, die vorliegende Diplomarbeit mit dem Thema:
„Landschaftsökologische Charakterisierung von Habitaten des Seggenrohrsängers (Acrocephalus
paludicola) im Rozwarowo- Moor/Nordwestpolen“
selbstständig verfasst und keine anderen Hilfsmittel als die angegebenen verwendet zu
haben. Aus anderen Werken in Wortlaut oder Sinngehalt entnommene Inhalte sind durch
Angaben der Quelle als Entlehnung kenntlich gemacht.
Greifswald, 21.12.2006
Cosima Tegetmeyer
Kontakt:
Cosima Tegetmeyer
Wolgaster Landstr. 6
17493 Greifswald
cosimat@gmx.de

Inhaltsverzeichnis
1 Einleitung und Fragestellung 1
2 Der Seggenrohrsänger 3
2.1 Charakterisierung der Art und ihres Lebensraumes 3
2.2 Weltweite Verbreitung und Populationsgröße 5
2.3 Gefährdungsursachen 8
2.4 Schutzmaßnahmen 9
3 Untersuchungsgebiet 11
3.1 Lage 11
3.3 Klima 12
3.2 Ausgangsgestein und Relief 12
3.4 Wasserverhältnisse 16
3.5 Landnutzungsgeschichte und aktuelle Vegetation 16
3.6 Seggenrohrsängerbestand 17
3.7 Schutzstatus 19
4 Methoden 20
4.1 Stratigraphie 20
4.2 Abiotische Standortsfaktoren 20
4.3 Vegetation 22
4.5 Datenverarbeitung und Statistik 24
5 Ergebnisse 25
5.1 Moorstratigraphie 25
5.2 Abiotische Standortsfaktoren 27
5.3 Vegetation 32
5.3.1 Vegetationsformen 32
5.3.2 Vegetationsstruktureinheiten (VSE) 36
5.3.3 Weitere Kartiereinheiten 42
5.3.4 Vegetationskarte 42
6 Diskussion 43
6.1 Kennzeichnung des Rozwarowo Moor 43
6.1.1 Genese 43
6.1.2 Ökologischer und hydrogenetischer Moortyp 46
6.2 Bioindikation 46
6.3 Einfluss der Nährstoffverhältnisse auf die Vegetation 47
6.4 Einflußfaktoren auf die Ansiedlung des Seggenrohrsängers 49
6.4.1 Vegetation 49
6.4.2 Anforderungen an den Wasserstand 55
6.5 Einfluß der Rohrwerbung auf die Entwicklung der Flächen 57
6.6 Schutzmaßnahmen im Rozwarowo-Moor 60
7 Zusammenfassung 63
8 Summary 66
9 Literaturverzeichnis 69

Abkürzungsverzeichnis
AG Artengruppe nach Koska et al. (2001)
Absch. Abschnitt
BP before present (C-14 -Datierung: C-14 Jahre vor 1950)
CBD Convention on Biological Diversity
CMS Convention on Migratory Species
DCA Detrended Correspondence Analysis
Deck. Deckung
dt. deutsch
EU Europäische Union
FFH Flora Fauna Habitat
g. gemäht
geb. ausgebaggert
GOF Geländeoberfläche
GesDeck. Gesamtdeckung
IBA Important Bird Area (gemäß Artikel 4 der EU-Vogelschutzrichtlinie)
IQA Interquantilabstand
Ind. Individuum
indet. indeterminiert
IUCN International Union for the Conservation of Nature and Natural Resources
Jh. Jahrhundert
k Trophiestufe: kräftig
K Küstenüberflutungsregime
K1-6 Konsistenzklassen der Mudden nach Stegmann et al. (2001)
ka kalkhaltig
KS1 Krautschicht 1
KS2 Krautschicht 2
KV Kernverlust
m Trophiestufe: mittel
mS Mittelsand
MoU Aquatic Warbler Memorandum of Understanding and Action Plan
MS Moosschicht
NLP Nationalpark
n.g. nicht gemäht
o.ä. oder Ähnliches
Phr. Phragmites australis
Phr.+ abgestorbenes Phragmites australis
r Trophiestufe: reich
s Trophiestufe: sehr reich
sM singende(s) Männchen
SPA Special Protection Area (gemäß EU-Vogelschutzrichtlinie)
Stet. Stetigkeit
sub subneutral
subsp. Unterart
T Topogenes Wasserregime

U Schluff
Us sandiger Schluff
u. und
VF Vegetationsform nach Koska et al. (2001)
za Trophiestufe: ziemlich arm
∅ durchschnittlich, im Durchschnitt
Namensverzeichnis
polnisch deutsch
Bagna Rozwarowskie Rozwarowo-Moor
Buszęcin Büssenthin
Dusin Düssin
Dziwna Dievenow
Grzybnica Fauler Bach
Jez. Piaski Paatziger See
Kamień Pomorski Cammin
Powiat Kamieński Kreis Cammin
Rekowo Reckow
Rozwarowo Ribbertow
Skarchowo Scharchowo
Szczecin Stettin
Warnowo Warnow
Wołczenica Völzer Bach
Zalew Kamieńskie Camminer Bodden

Abbildungsverzeichnis
Abb. 2.1: Der Seggenrohrsänger (Acrocephalus paludicola) 3
Abb. 2.2: Beispiele für mesotrophe Seggenrohrsänger-Habitate 5
Abb. 2.3: Beispiele für eutrophe Seggenrohrsängerhabitate 5
Abb. 2.4: Die Verbreitung des Seggenrohrsängers in der Brutsaison 7
Abb. 2.5: Weltbestand des Seggenrohrsängers (sM) 7
Abb. 3.1: Lage des Untersuchungsgebietes 11
Abb. 3.2: Klimadiagramme von Szczecin und Ueckermünde 12
Abb. 3.3: Topographische Karte des Untersuchungsgebietes (1:25000) 14
Abb. 3.4: Geologische Übersichtskarte des Kreises Cammin 15
Abb. 3.5: Grenzen des Vogelschutz-Gebietes und des EU-LIFE-Projektgebietes 18
Abb. 3.6: Seggenrohrsängerbestand (sM) im Rozwarowo-Moor 1991-2006 19
Abb. 4.1: Lage der Bohrpunkte im Untersuchungsgebiet 21
Abb. 5.1: Beispiele für Bohrprofile 26
Abb. 5.2: Medianwerte C/N-Verhältnisse in den einzelnen Kartiereinheiten 28
Abb. 5.3: DCA-Ordinationsdiagramm: Streudiagramm der Vegetationsaufnahmen
und gemessenen Standortparameter (pH-Wert, C/N-Verhältnis, Wasserstand
über GOF, Bewirtschaftung) 30
Abb. 5.4: DCA-Ordinationsdiagramm: Streudiagramm der Vegetationsaufnahmen
und Standortparameter (Höhe KS1, Höhe KS2, Höhe Phr., Deck. MS, Deck.
Streu, GesDeck., Deck. KS1, Deck. KS2, Deck. Phr., Deck Phr.+,
Wasserstand über GOF) 31
Abb. 5.5: Schilfbestände der eutrophen Grabenränder 37
Abb. 5.6: Schilfbestände mit Thelypteris palustris 37
Abb. 5.7: Schilfbestände mit hohem Seggenanteil 38
Abb. 5.8: reine Schilfbestände 39
Abb. 5.9: Schilfbestände mit hohem Seggenanteil 40
Abb. 5.10: niedrige schilffreie Vegetation 40
Abb. 5.11: Vegetation der Gräben 42
Abb. 6.1: Lage des Idealprofilschnitts im Zentrum des Rozwarowo-Moors 43
Abb. 6.2: Idealprofilschnitt im Zentrum des Rozwarowoer Moors (W-O) 44
Abb. 6.3: Medianwerte der Höhe und Deckung der Vegetation der Kartiereinheiten 51
Abb. 6.4: Vergleich der Vegetationsverhältnisse 1993 und 2005 53
Abb. 6.5: Vergleich der ornithologischen Kartierung der Jahre 1993 und 2003-2006
mit der Vegetationskarte vom Juli 2005 55
Abb. 6.6: Schilfmahd im Januar 2006 in Rozwarowo 57
Abb. 6.7: Vergleich von „first class“ und „second class reed” 58
Abb. 6.8: Aktuelle und potenzielle Seggenrohrsängerhabitate im Rozwarowo-Moor 61

Tabellenverzeichnis
Tab. 2.1: Internationale Konventionen und Abkommen 9
Tab. 3.1: Deckungsgrad- und Stetigkeitsskala 23
Tab. 5.1: pH-Verhältnisse der Vegetationsstruktureinheiten 27
Tab. 5.2: C/N-Verhältnisse der Vegetationsstruktureinheiten 28
Tab. 5.3: Trophiestufen 29
Tab. 5.4: Übersichtstabelle der Vegetationstypen im Rozwarowo-Moor 34
Tab. 6.1: Vergleich der „Interessen“ von Schilfbauern und Seggenrohrsänger
im Untersuchungsgebiet 59
Tab. A9: Ergebnisse des Mann-Whitney-U-Test (zweiseitig)
Tab. A10: Ergebnisse des Mann-Whitney-U-Test (zweiseitig)
Tab. A11: Messwerte der C/N-Verhätnisse und der pH-Werte

Einleitung und Fragestellung 1
1 Einleitung und Fragestellung
Der Seggenrohrsänger (Acrocephalus paludicola) galt in Europa noch bis Anfang des 20. Jh.
als häufiger Vogel der Niedermoore. Mit der großflächigen Zerstörung seines Lebens-
raumes durch Entwässerung und die Intensivierung der Landwirtschaft kam es Mitte des
20. Jh. zu einer dramatischen Bestandsabnahme. Heute gilt der Seggenrohrsänger als glo-
bal bedroht (Aquatic Warbler Conservation Team 1999). Die Weltpopulation umfasst der-
zeit noch 13.330-18.925 singende Männchen (sM) (Aquatic Warbler Conservation Team
2006a).
Gegenstand dieser Arbeit ist das Seggenrohrsänger-Brutgebiet „Rozwarowo-Moor“ in
Nordwestpolen. Das dortige Brutvorkommen ist das Größte der der hochgradig gefährde-
ten Pommerschern Population, der westlichsten der drei Teilpopulationen der Art (Aqua-
tic Warbler Conservation Team 1999).
Im Rozwarowo-Moor wird Schilf (Phragmites australis) für die Dachdeckerei gewonnen.
Die Privatisierung des Moorgebietes 1994 und Intensivierung der Schilfwerbung stießen
auf die Kritik polnischer Naturschützer. Tatsächlich sank der Seggenrohrsängerbestand
nach Beginn der kommerziellen Rohrwerbung von 60 sM im Jahr 1991 auf 37 sM im Jahr
2006 (Dylawerski mdl.). Seit 2006 wird in Rozwarowo ein EU-LIFE-Projekt durchgeführt,
in welchem die Verbesserung der Lebensbedingungen für die Art experimentell auf Teil-
flächen erprobt wird.
Für die vorliegende Arbeit stellte sich folgende Frage:
Ist die Rohrwerbung mit dem Schutz des Seggenrohrsängers vereinbar und welche Maß-
nahmen müssen ergriffen werden um das Rozwarowo-Moor langfristig als Seggenrohr-
sänger Brutgebiet zu sichern?
Zur Beantwortung der Fragestellung wurden folgende Aufgaben bearbeitet:
- Beschreibung der Moorgenese und Landnutzungsgeschichte, sowie abiotischer
Standortfaktoren als Grundlage für die Bewertung von Entwicklungsfähigkeit und
Nutzung der Flächen;

2 Einleitung und Fragestellung
- Erfassung der aktuellen Vegetation und Erstellung einer Vegetationskarte des un-
tersuchten Gebietes;
- Einschätzung der Untersuchungsflächen hinsichtlich ihrer Eignung als Bruthabitat
für den Seggenrohrsänger und Ableitung von möglichen Schutzmaßnahmen.

Der Seggenrohrsänger 3
2 Der Seggenrohrsänger
2.1 Charakterisierung der Art und ihres Lebensraumes
Der Seggenrohrsänger (Acrocephalus paludicola) (Abb. 2.1) gehört zur Familie der Grasmü-
cken (Sylviidae), welche der großen Ordnung der Singvögel (Passeriformes) zuzuordnen
ist.
Er wiegt 10-14 g und ist ca. 13 cm groß, wobei die Flügellänge 6-7 cm beträgt. Das Gefie-
der besitzt eine gelbbraune Grundfarbe. Im Gegensatz zum sehr ähnlichen Schilfrohrsän-
ger weist der Seggenrohrsänger zwei scharf abgegrenzte dunkle Längsstreifen am Kopf
und ein kontrastreich gestreiftes Rückengefieder auf. Der Gesang ist einfach strukturiert,
mit kurzen „errr-didi“ und „trtrtr-jüjü“ Rufen (Schulze-Hagen 1991).
Im Gegensatz zu allen anderen Rohrsängern tritt bei der Fortpflanzung von Acrocephalus
paludicola multiple Vaterschaft auf (Schulze-Hagen et al. 1993). Dabei paart sich das Weib-
chen mit mehreren Männchen, so dass die Brut eines Geleges von mehreren Männchen
abstammen kann. Auf Grund der fehlenden Paarbindung wird die Populationsgröße ei-
nes Gebietes nur anhand der Anzahl singender Männchen bestimmt und angegeben.
Männchen wie Weibchen besetzten keine Reviere, da die genutzten Areale nicht vertei-
digt werden. Die ca. 8 ha (Schulze-Hagen et al. 1999) großen, teilweise überlappenden
Aufenthaltsräume werden von den Männchen auch während ihres Aufenthaltes im Brut-
gebiet gewechselt. Die der Weibchen überschneiden sich ebenfalls. Deren Größe variiert
während der Paarungszeit zwischen 2,8-6,4 ha und beträgt zur Brutzeit 1,6 ha (Schaefer et
al. 2000).
Abb. 2.1: Der Seggenrohrsänger-
Acrocephalus paludicola
Foto: A. Kozulin

4 Der Seggenrohrsänger
Nestbau und Brutpflege werden vom Weibchen übernommen. Die Nester werden auf
Bulten oder auf trockenem Boden gebaut (Schulze-Hagen 1991).
Der Seggenrohrsänger brütet zweimal jährlich, im Mai und im Juli, zumeist an verschie-
denen Standorten. Das Weibchen legt drei bis sechs Eier. Wahrscheinlich sind auf Grund
der alleinigen Brutpflege des Weibchens eine lange Brutzeit, kurze Nahrungsflüge, eine
hohe Fütterungsfrequenz, verzögerte Nestlingsentwicklung, sowie ein später Ausflug der
Jungvögel charakteristisch (Schulze-Hagen et al. 1999).
Der Seggenrohrsänger ist eine stenotope Art und brütet in ausgedehnten nassen Großseg-
genrieden. Aufgrund der besonderen Fortpflanzungsform der multiplen Vaterschaft
kommt der Seggenrohrsänger im Brutgebiet nur in Gruppen vor und es ist ihm nicht
möglich kleine Feuchtgebiete unter 100 ha Ausdehnung zu besiedeln (Heise (1974) ,
Kozulin (1999) und Kozulin & Flade (1999)).
Als optimales Bruthabitat gelten Flächen mit einer homogenen Vegetation von 60-70 cm
(Mai) Wuchshöhe (Kozulin & Flade 1999). Zu dichte, sehr hohe oder verbuschte Vegetati-
on und Flächen ohne eine geringmächtige Schicht aus abgestorbener Vegetation des Vor-
jahres werden wegen ungünstiger Nistplatz- und Nahrungsverhältnisse gemieden
(Schulze-Hagen 1991). Dabei sollte der Untergrund nass oder mäßig hoch (bis ca. 15 cm)
(Kozulin et al. 2004) überflutet sein und während der Sommermonate sollte der Wasser-
spiegel nicht mehr als 50 cm unter die GOF fallen (Kozulin & Flade 1999).
Solche speziellen Habitatverhältnisse finden sich vor allem in mesotrophen bis leicht eu-
trophen Niedermooren (Kozulin & Flade 1999) und entsprechen nach Succow (2001) dem
ökologischen Moortyp der subneutralen Basen-Zwischenmoore (Abb.2.2). Als primäre
Habitate des Seggenrohrsängers werden daher Durchströmungsmoore, als die Zentren
von großen Flußtalmooren und meso- bis leicht eutrophe Verlandungs-bzw. Ver-
sumpfungsmoore angesehen (vgl. Joosten & Succow (2001)).
Als Sekundärhabitate gelten für den Seggenrohrsänger eutrophe Feuchtgebiete, wie z.B.
der NLP „Unteres Odertal“, das letzte Brutgebiet in Deutschland. Hier siedelt sich die Art
jedoch nur bei regelmäßiger Bewirtschaftung (Mahd, Beweidung) an (Tanneberger et al.
(2005) Tanneberger et al. (in Vorbereitung))(Abb. 2.3).

Der Seggenrohrsänger 5
Abb. 2.2: Beispiele für mesotrophe Seggenrohrsänger-habitate
links: Zvanets-Moor, Belarus; rechts: Pripiat-Moor, Urkaine (Fotos: M. Flade)
Abb. 2.3: Beispiele für eutrophe Seggenrohrsängerhabitate
links: NLP „Unteres Odertal“ Bewirtschaftung durch Mahd, rechts: NLP „Unteres Odertal“, Bewirtschaftung
durch intensive Beweidung ab August (Fotos: F. Tanneberger)
2.2 Weltweite Verbreitung und Populationsgröße
Der Gesamtbestand wird derzeit auf 13.330-18.925 sM (Aquatic Warbler Conservation
Team 2006a) geschätzt. Bis in die 1930er Jahre war der Seggenrohrsänger noch in Frank-
reich, den Niederlanden, im westlichen Teil Deutschlands, Österreich, Italien, Rumänien
und auf dem Balkan verbreitet (Schulze-Hagen 1991). Heute wird er in diesen Ländern
nur noch auf dem Durchzug nachgewiesen.
Der Seggenrohrsänger brütet heute noch in acht Ländern: Weißrussland, Polen, Ukraine,
Ungarn, Russland, Deutschland, Litauen und Lettland. Das gesamte Vorkommen kann in
drei, geographisch und teilweise genetisch isolierte Populationen aufgeteilt werden
(Abb.2.4). Die in Klammern angegebenen Populationsgrößen (Anzahl sM) ergeben sich

6 Der Seggenrohrsänger
aus dem geometrischen Mittel der Anzahl singender Männchen in den Jahren 1996-2005
in den jeweiligen Brutgebieten. (alle Daten: Aquatic Warbler Conservation Team (2005)):
1. Die Zentraleuropäische 1 Population (ca. 16000 sM).
Hierzu zählen die Vorkommen in Weißrussland, Ostpolen, Ukraine, Litauen, Lett-
land und eine geographisch isolierte Teilpopulation in Ungarn (ca. 600 sM). In
Weißrussland wurden erst 1995 ca. 60 % des Gesamtbestandes des Seggenrohr-
sängers entdeckt. 80 % des Weltbestandes konzentrieren sich auf nur fünf Brutge-
biete (Zvanets, Dikoe, Yaselda, Oberer Pripiat –alle Weißrussland und Biebrza in
Polen) (Schäffer & Schäffer 1999).
2. Die Pommersche Population (ca. 145 sM).
Zur pommerschen Population zählt man die Vorkommen entlang der deutsch-
polnischen Grenze. Davon liegen sechs Brutgebiete in Westpolen und das einzige
deutsche Brutgebiet im Nationalpark „Unteres Odertal“ (Tanneberger et al. 2005).
Sie ist derzeit am stärksten gefährdet. Sie sank zwischen 1996 und 2005 um rund
zwei Drittel, von 250 auf 80 singende Männchen. Dieses Vorkommen stellt wahr-
scheinlich den Rest einer ehemals großen (> zehntausend Individuen) genetisch i-
solierten westlichen Population dar. Grund zu dieser Annahme liefern historische
Daten, genetische Untersuchungen (Giessing 2002) und Spurenelementanalysen
von Seggenrohrsängerfedern (Pain et al. 2004). Aufgrund ihrer isolierten Stellung
ist der Schutz dieser kleinen Population von großer Bedeutung für die intraspezifi-
sche Diversität der Art.
3. Die Sibirische Population (ca. 160 sM).
Die Sibirische Population ist wahrscheinlich auf ein Ausweichen eines Teils der
europäischen Population um 1960 in dieses Gebiet zurückzuführen. Ursache hier-
für ist vermutlich der verstärkte Verlust an Lebensräumen infolge der Komplex-
melioration in den frühen 1960iger Jahren („GULAG“ Hypothesis) (Aquatic Warb-
ler Conservation Team 2005).
1 Europa wird hier geographisch definiert, d.h. der Ural bildet die Ostgrenze.

Der Seggenrohrsänger 7
Über die Überwinterungsgebiete des Seggenrohrsängers ist noch wenig bekannt. Er ist ein
Fernzieher und überwintert nördlich des Äquators im tropischen Westafrika (z.B. Senegal,
Mali) (Schäffer et al. 2006). Dort findet man ihn in den europäischen Burtgebieten ähneln-
den Habitaten. Das sind vor allem Carex-, Phragmites- und Juncusgesellschaften in Mooren,
an Fließgewässern, Seen und Brackwasserlagunen.
2
1
Abb. 2.4: Die Verbreitung des Seggenrohrsängers in der Brutsaison.
(Aquatic Warbler Conservation Team 2005) 1. Zentraleuropäische Population 2. Pommersche Population
3. Sibirische Population
Land
Anzahl sM
min max
Lettland 0 3
Deutschland 7 33
Russland 50 500
Litauen 160 320
Ungarn 386 700
Ukraine 1260 4235
Polen 2634 3448
Weißrussland 7009 11354
Gesamt 13330 18925
Gesamt
Weißrussland
Polen
Ukraine
Ungarn
Lit auen
Russland
Deut schland
Let t land
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000 18000 20000
3
max
mi n
Anzahl sM
Abb. 2.5: Weltbestand des Seggenrohrsänger (sM) 1996-2006
Angegeben werden die Minimal- und Maximalgröße der Populationen in den einzelnen Staaten.
(Aquatic Warbler Conservation Team 2006a)

8 Der Seggenrohrsänger
2.3 Gefährdungsursachen
Der Seggenrohrsänger ist heute als einziger Singvogel des europäischen Festlandes global
bedroht. Die Art ist auf globaler und europäischer Ebene als „vulnerable“ („high risk of
extinction in the wild“; (BirdLife International 2004b; BirdLife International 2004a)) einge-
stuft. Die Roten Liste von Deutschland führt ihn in der Kategorie „1“ als vom Aussterben
bedroht (Binot & et al. 2006).
Hauptursache für die starken Bestandseinbrüche und das teilweise Aussterben des Seg-
genrohrsängers im gesamten Verbreitungsgebiet ist die Zerstörung seines Lebensraums.
Da der Seggenrohrsänger vorrangig in Flusstalmooren vorkommt, welche relativ leicht zu
entwässernde Feuchtgebiete darstellen, wurde schon Anfang des 19. Jh. damit begonnen,
diese für die Landwirtschaft zu kultivieren (vgl. (Dreyer 1913)). Beispielsweise wurden in
Weißrussland seit 1960 90 % der geeigneten Habitate durch Entwässerung, Torfabbau
und Urbarmachung zerstört (Kozulin & Flade 1999).
In Europa erreichte die Entwässerung und Kultivierung dieser Standorte ihren Höhe-
punkt mit der Komplexmelioration der sechziger Jahre und die Lebensräume von Acro-
cephalus paludicola verschwanden großflächig, was zum extremen Rückgang des Seggen-
rohrsängers in den westeuropäischen Staaten führte.
Die verbliebenen Brutgebiete des Seggenrohrsängers sind trotz der Einrichtung großer
Schutzgebiete bedroht. Die diesjährige Zerstörung von Moorgebieten durch Drainage in
der Pripiat-Aue, Ukraine, führte zu einer fünffachen Abnahme der dortigen Seggenrohr-
sängerbestände und es wird erwartet, dass der Seggenrohrsänger diese Gebiete in Zu-
kunft nicht mehr aufsuchen wird. (Aquatic Warbler Conservation Team 2006b). Eine wei-
tere Bedrohung stellen Brände dar, welche wie in Weissrussland (Zvanets und Yaselda),
Polen (Biebrza) und Ungarn besonders im Frühjahr auf, als Weideland genutzten Mooren
gelegt werden (Aquatic Warbler Conservation Team 2006a). Anhaltende Bedrohungen für
die Seggenrohrsängerhabitate (Kozulin & Flade 1999) besonders in Polen und Weißruss-
land sind die Aufgabe traditioneller agrarischer Nutzungsformen (Mahd, Beweidung)
und der daraus resultierenden Verschilfung, Verbuschung und Wiederbewaldung der
Flächen, sowie die Wasserverschmutzung und -eutrophierung durch die Landwirtschaft.
Damit verbunden ist eine hohe Vegetationsdichte und starke Akkumulation von altem
Pflanzenmaterial aufgrund fehlender Mahd oder Beweidung. Diese scheinen sich negativ

Der Seggenrohrsänger 9
auf das Nahrungsangebot für den Seggenrohrsänger auszuwirken, der aufgrund seiner
uniparentalen Brutpflege auf eine besonders gute Nahrungsgrundlage angewiesen ist (F.
Tanneberger mdl.).
Auch in Afrika sind Feuchtgebiete zunehmend von Landwirtschaft und Tourismus be-
droht, daher gilt es zur Unterstützung der europäischen Schutzbemühungen, die Über-
winterungsgebiete des Seggenrohrsängers zu lokalisieren und zu sichern (Schäffer et al.
2006).
2.4 Schutzmaßnahmen
Der Schutz des Seggenrohrsängers soll auf internationaler und nationaler Ebene durch
mehrere Konventionen und Abkommen gewährleistet werden (siehe Tab. 2.1). In
Deutschland und Polen wird der Seggenrohrsänger in den Roten Listen als „vom Aus-
sterben bedroht“ eingestuft (Aquatic Warbler Conservation Team 1999). Er wird durch
das Gesetz zum Schutz wild lebender Tiere und Pflanzen § 41 und § 42 BNatSchG sowie
die Bundesartenschutzverordnung-BArtSchV geschützt. Auch in Polen besteht ein gesetz-
licher Schutz für den Seggenrohrsänger. Dort unterliegen seine Brutgebiete verschiedenen
Schutzformen: Nationalpark, Naturreservat, Landschaftspark. Alle weiteren Brutgebiete,
die nicht national geschützt werden, liegen in IBAs und werden jetzt durch das Netzwerk
„Natura 2000“ erfasst. Heute stehen Moorökosysteme in Europa durch die FFH-Richtlinie
größtenteils unter Schutz.
Tab. 2.1: Internationale Konventionen und Abkommen
Aufgeführt sind hier internationale Naturschutzkonventionen, von denen der Seggenrohrsänger erfasst
wird und Abkommen, die speziell für seinen Schutz geschlossen wurden (Aquatic Warbler Conservation
Team 2003).
Abkommen Bemerkung
Bonner Konvention CMS (1979)
Aquatic Warbler MoU (2003)
Gemeinsame Absichtserklärung zum Schutz des
Seggenrohrsängers (15 Staaten )
EU-Vogelschutzrichtlinie (79/409/EGW) Anhang I, Netzwerk Natura 2000
Berner Konvention (1979) Anhang II

10 Der Seggenrohrsänger
So entstehen beispielsweise in Deutschland im Zuge der derzeitigen Revitalisierungs-
maßnahmen ehemals landwirtschaftlich genutzter Moorflächen eu- und polytrophe
Feuchtgebiete, welche sich erst nach Jahrzehnten wieder zu torfspeichernden Ökosyste-
men und wahrscheinlich Jahrhunderten zu mesotrophen Standorten wandeln werden
(Succow 2002). Kurz- und mittelfristig können so keine neuen natürlichen Lebensräume
für den Seggenrohrsänger geschaffen werden. Eine kurzfristige Schaffung von Ersatzle-
bensräumen ist wahrscheinlich nur durch gezielte Managementmaßnahmen möglich,
wird aber durch das geringe wirtschaftliche Interesse an der landwirtschaftlichen Nut-
zung solcher Flächen nach Ende der Brutperiode erschwert. Daher ist aktuell besonders
die Entwicklung langfristig rentabler Nutzungsformen von Niedermoorstandorten z.B.
durch Biomassenutzung und Agrarumweltprogramme von Bedeutung.
Zum Schutz der Pommerschen Population wird derzeit federführend durch die Polnische
Gesellschaft für den Vogelschutz (OTOP) ein deutsch - polnisches „EU LIFE Projekt“
durchgeführt. Ziel des Projektes ist neben der Ausarbeitung von Managementplänen für
die noch existierenden Brutgebiete eine experimentelle Erprobung der Biomassenutzung
auf Seggenrohrsängerhabitaten.
In Weißrussland werden zur Zeit Anstrengungen unternommen, degradierte Moorflä-
chen zu renaturieren und nachhaltige Landnutzungsformen für diese Gebiete zu etablie-
ren, was auch dem Seggenrohrsänger, der dort noch in großen Zahlen brütet zu Nutzen
kommen wird (UNDP Projects 2006).

Untersuchungsgebiet 11
3 Untersuchungsgebiet
3.1 Lage
Das Untersuchungsgebiet ist das 1600 ha große Moor „Bagno za Saletra“ (dt.:“Salpeter-
Moor“), auch „Bagna Rozwarowskie“ (dt.:„Rozwarowo-Moore“) genannt.
Es befindet sich in Nordwestpolen im Kreis Kamień zwischen den Städten Kamień Po-
morski und Wolin (Abb. 3.1) und ist von sechs Dörfern umgeben (Abb. 3.3). Es wurde
vorrangig der zentrale, vom Seggenrohrsänger besiedelte Teil des Feuchtgebietes mit ei-
ner Größe von ca. 800 ha untersucht.
Abb. Das Rozwarowo-Moor 3.1: Lage des Untersuchungsgebietes hat eine Nord-Süd-Ausdehnung (roter Kasten) von ca. 7 km und auf der Höhe
(Geographische Grundkarte Norddeutschlands in Schulze (1989).
von Rekowo eine maximale Ost-West-Ausdehnung von 3 km.

12 Untersuchungsgebiet
3.3 Klima
Das Klima des Kreises Kamień ist durch die unmittelbare Nähe zur Ostsee geprägt. Dieser
Einfluss lässt sich in einem 10-30 km breiten küstenparallelen Streifen nachweisen. In die-
sem Gebiet ist die Luftfeuchtigkeit höher als im Inland und die Temperaturgänge im Ta-
ges- und Jahresgang sind gleichmäßig. Der Winter ist neblig und regnerisch, mit nur we-
nigen Frosttagen, Frühling und Sommer beginnen spät im Jahr (Schwenkros 1994).
Die Jahresmitteltemperaturen betragen im 20 km nordwestlich von Rozwarowo gelege-
nen Warnowo 9 °C. Die gesamte Region der Odermündung ist relativ trocken, es fallen
mittlere Niederschläge von 500-600 mm (Kamień Pomorski 583 mm) pro Jahr. Der Wind
weht überwiegend aus westlicher Richtung (Umweltbundesamt 1993).
Abb. 3.2: Klimadiagramm von Szczecin und Ueckermünde.
Szczecin liegt ca. 60 km südlich, Ueckermünde ca. 50 km südwestlich von Rozwarowo. (Mühr
2002)
3.2 Ausgangsgestein und Relief
Das Untersuchungsgebiet liegt in der Jungmoränenlandschaft des Nordostdeutsch-
Polnischen Tieflands und wird dem Mecklenburger Stadium zugeordnet. Nördlich der
Endmoränenbildungen der Velgaster Staffel, welche auch die Kerne der Inseln Wollin
und Usedom bildet, liegt das Gebiet um Rozwarowo in der kuppigen Grundmoräne
(Duphorn et al. 1995). Das Relief dieser Landschaft ist durch zahlreiche Schmelzwasserab-

Untersuchungsgebiet 13
flussrinnen und kleinere kuppige Höhenzüge geprägt, welche aus Grundmoränenmateri-
al bestehen und durch ein unregelmäßiges Abtauen und Wiedervordringen des Inlandei-
ses entstanden sind. Dabei sind die schmalen, tief ausgewaschenen, von Ost nach West
verlaufenden Rinnen (z.B. das Tal der Swiniec), von den breiten in Nord-Südrichtung
verlaufenden Tälern zu unterscheiden. Erstere entstanden auf Grund eines stillstehenden
Eisrandes durch einen verhinderten Schmelzwasserabfluss nach Norden. Letztere kenn-
zeichnen Gletscherzungenbecken, in denen das Wasser unter dem Eis abfließen konnte.
Diesen ist auch das „Bagno za Saletra“ zuzuordnen (siehe Abb. 3.4). Dort findet man vor
allem Sandböden, da lehmige Anteile vom langsam fließenden Wasser ausgewaschen
werden konnten (Provinzverband von Pommern 1939).
Die postglaziale Entwicklungsgeschichte des Rozwarowo-Moores ist eng mit der Entste-
hung des Oderhaffs verbunden, welches das Ergebnis von Küstenausgleichsprozessen an
den Inseln Wollin und Usedom sowie einem postglazialem Wasserspiegelanstieg ist.
So stieg während der Litorinatransgression der Wasserspiegel der Ostsee im Atlantikum
(8000-5000 BP) um ca. 30 m und erreichte fast das heutige Niveau (Duphorn et al. 1995).
Dabei füllten sich glaziale Hohlformen mit Wasser, wodurch unter anderem das Achter-
wasser entstand. Das Litorinameer drang in die glazialen Hohlformen und die Unterläufe
der Peene, Recknitz und Warnow ein. Diese flachen Bereiche sind verlandet und bildeten
ehemals die großen Durchströmungsmoorkomplexe des Norddeutschen Tieflandes. Auch
die Hohlform des Rozwarowo-Moores wurde überflutet und ist heute mit organischem
Material aufgefüllt und verlandet.
Am Ostrand des Rozwarowo-Moors auf der Höhe von Rekowo befindet sich eine Binnen-
salzstelle. Sie gehört zu einer Reihe von Salzquellen, die sich vom im Norden gelegenen
Dziwnow über Kamień Pomorski, Chrzaszczewo, Rekowo nach Dobropole zieht ( K. Zi-
arnek mdl.).

14 Untersuchungsgebiet
0 1 Kilometer
Abb. 3.3: Topographische Karte des Untersuchungsgebietes (1:25000)
(Symon 1990). Die rote Linie begrenzt das in der Diplomarbeit bearbeitete Gebiet.
Rekowo 1
km
Untersuchungsgebiet

Untersuchungsgebiet 15
Abb. 3.4: Geologische Übersichtskarte des Kreises Cammin. (Maßstab nicht angegeben)
Der rote Rahmen kennzeichnet die Lage des Untersuchungsgebietes, der eingezeichnete Ort
„Reckow“ ist mit dem heutigen „Rekowo“ identisch (Provinzverband von Pommern 1939).

16 Untersuchungsgebiet
3.4 Wasserverhältnisse
Die Niederung wird von der Grzybnica durchflossen, welche aus dem im Süden liegen-
den Piaski-See austritt, sich nördlich von Rozwarowo mit der Wołczenica vereinigt und
am Nordende des Moores in den Camminer Bodden mündet. Ihr Gefälle beträgt auf den
sieben Kilometern vom Seeaustritt bis zur Haffmündung nur 0,1 m. Über die Dziwna, den
östlichen Ausgang des Oderhaffs, besitzt der Camminer Bodden und somit auch die
Grzybnica eine Verbindung zur Ostsee.
Die Flüsse, die in das Oderhaff münden sind abhängig von den Wasserständen der Ost-
see. So gibt es vor allen bei starkem NO-Wind Hochwasser und Brackwassereinbrüche in
den Mündungsgebieten (Duphorn et al. 1995). Unter diesen Umständen kann auch das
Rozwarowo-Moor zeitweilig unter Brackwassereinfluss geraten. Dies geschah letztmalig
im Frühjahr 2004.
3.5 Landnutzungsgeschichte und aktuelle Vegetation
Der erste Hinweis auf das heutige „Bagno za Saletra“, findet sich auf einer Karte von 1679
(Hoffmann 1679) (Anhang 1). Anlässlich des in diesem Jahre zwischen Schweden und
Preußen geschlossenen Friedens von St. Germain wurde das Camminer Gebiet damals
von den Schweden, welche um 1630 in das Land einrückten, an Brandenburg zurückge-
geben (Provinzverband von Pommern 1939). Auf der Karte ist die ehemalige Grenze zu
sehen, welche das als „Rohrbruch“ bezeichnete Rozwarowo-Moor in zwei Hälften teilt.
Die Grenze verlief vermutlich entlang der Grzybnica. Von der Schwedischen Landesauf-
nahme 1692 ist das Gebiet nicht erfasst worden.
In der Karte der Königlichen Preußischen Landesaufnahme von 1886 (Nr. 2054, 2154) ist
auf einer der mineralischen Durchragungen im Moorgebiet östlich der Grzybnica das Gut
„Wonneburg“ verzeichnet (Anhang 2 u. 3). Dieses wurde nach dem Zweiten Weltkrieg
verlassen (A. Smolczynski, mdl.). Noch heute weist eine Obstbaumgruppe und ein mit
jungen Birken durchsetzter alter Hudewald auf die frühere Siedlung hin. Das Moor wur-
de damals als Wiese und Weide genutzt. Im östlichen Teil wurde Torf gestochen. Schon
um 1886 durchzogen einzelne Entwässerungsgräben das Gebiet (Anhang 2 u. 3).

Untersuchungsgebiet 17
Der fertige Plan der „Genossenschaft zur Regulierung des Wonnebachs“ zur Melioration
des Rozwarowoer Moorgebietes (Dreyer 1913) wurde, wahrscheinlich auf Grund von
technischen Schwierigkeiten (Graf von Flemming-Benz 1970) aufgegeben. Bis zum Zwei-
ten Weltkrieg wurde das Moor weiterhin landwirtschaftlich genutzt.
Nach 44 Jahren ohne nachweisbare Nutzung 2 wurden im Rozwarowo-Moor zum ersten
Mal im Winter 1989 von Alfred Smolczynski 25.000 Bündel Schilf geerntet. Heute erntet er
jährlich 250.000 Bündel und noch zwei weitere Landbesitzer bewirtschaften Flächen des
Moorgebietes. Insgesamt wird auf ca. drei Vierteln der Fläche Schilf geerntet. Dabei zählt
das Land als Agrarland, weswegen die Rohrwerber jährlich 100 Euro pro ha Fördergelder
von der Europäischen Union erhalten (A. Smolczynski, mdl.). Von den Rohrwerbern wird
das Moorgebiet als „Plantage“ bezeichnet, ein Anbau (im Sinne einer direkten Pflanzung)
von Schilf findet dort jedoch nicht statt.
Im Kreis Kamień findet Ackerbau nur auf den Kuppen der lehmigen Grundmoränen statt.
Häufig werden Getreide, Raps und Mais angebaut. Auf den sandigen Böden der pleisto-
zänen Abflussbahnen, die mit Talsanden verfüllt sind, stockt Kiefernforst. Auf den End-
moränenzügen, wie im Nationalpark Wolin sind noch Laubwälder erhalten. In den bäuer-
lichen Siedlungen, an Gewässern und Gräben, sowie an Feldrainen wachsen Pappeln und
Weiden.
Die Vegetation im Rozwarowo-Moor besteht aus ausgedehnten Schilfröhrichten und
Großseggenrieden. Inselartig wachsen kleinere Gehölzgruppen aus Erlen (Alnus glutinosa)
und Grauweiden (Salix cinerea) auf.
3.6 Seggenrohrsängerbestand
Das Moorgebiet bei Rozwarowo ist das Wichtigste der sieben verbliebenen Brutgebiete
der Pommerschen Seggenrohrsängerpopulation. In diesem Gebiet hielten sich 2006 zur
Brutzeit 37 sM auf, welche 47 % der Pommerschen Population ausmachen. Auch hier sind
die Zahlen rückläufig. Haben sich 1991 noch 60 sM in Rozwarowo aufgehalten, waren es
2 Nach dem Zweiten Weltkrieg befand sich das Rozwarowo-Moor in staatlichen Eigentum. Offiziell
unterlag das Moor in diesem Zeitraum keiner Nutzung. Ob es jedoch von der lokalen Bevölkerung
in geringem Maße für die Landwirtschaft genutzt wurde ist nicht bekannt.

18 Untersuchungsgebiet
2001 nur noch 5. Erfreulicherweise hat sich der Bestand im Jahr 2004 leicht erholt, auf 22
sM gegenüber 4 sM im Vorjahr (Abb. 3.5).
Wodurch die starke Abnahme und momentane leichte Zunahme der Anzahl singender
Männchen verursacht ist, ist unbekannt. Fünf Vermutungen liegen nahe:
1. Während des Beobachtungszeitraumes von 1991 bis 2006 wurde der Bestand von ver-
schiedenen Personen erfaßt. Dabei könnten die Bestände verschieden eingeschätzt wor-
den sein, oder es sind verschiedene Flächen kontrolliert worden (F. Tanneberger mdl.).
2. Auch der Nutzungswandel auf den Flächen durch die Rohrwerber ab 1989 könnte Ein-
fluss auf die Bestandsgröße gehabt haben. Die geförderte Ausbreitung von Phragmites
australis wird von polnischen Naturschützern als negative Entwicklung in den verbliebe-
nen Habitaten bewertet (Jablonski 2004), dies ist jedoch umstritten, da die Seggenrohrsän-
gerzahlen derzeit wieder steigen. Die Ausbreitung von Phragmites australis muss differen-
ziert betrachtet werden, da es phänotypisch stark variieren kann.
3. Die hydrologischen Bedingungen sind eng mit der Förderung von Phragmites australis
verbunden, dazu werden die Moorflächen bis zu ca. 20 cm überstaut. Diese Praxis hat
möglicherweise negative Einflüsse auf die Ansiedlung des Seggenrohrsängers.
Anzahl sM
70
60
50
40
30
20
10
0
1991
1992
k.A. k.A. k.A. k.A. k.A. k.A.
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
Abb. 3.5: Seggenrohrsängerbestand sM im Rozwarowo-Moor 1991-2006
Daten aus (Czeraszkiewicz 1993), (Krogulec & Kloskowski 1997), (Maniakowski 2004), (Jablonski
2004), M. Dylawerski 2006 mdl.)

Untersuchungsgebiet 19
4. Auch die Witterungsbedingungen im Frühjahr können einen erheblichen Einfluss auf
die Ansiedlung des Seggenrohrsängers haben. Nach Sturmereignissen kann es zu einem
Rückstau von Boddenwasser ins Grzybnicatal kommen, so dass dort die Moorflächen
hoch überstaut werden und sich keine Nistgelegenheiten bieten.
5. Auch in den Überwinterungsgebieten oder auf Grund ungünstiger Bedingungen wäh-
rend des Zugs kann es zu Verringerungen des Bestands gekommen sein.
3.7 Schutzstatus
Das gesamte Moorgebiet von Rozwarowo (1600 ha) ist unter anderem aufgrund der An-
wesenheit des Seggenrohrsänger als IBA ausgewiesen (PL003, Kriterium A1). Seit April
2004 ist in Folge der EU-Erweiterung ein 4211,2 ha großes Vogelschutz-Gebiet ausgewie-
sen (SPA, PLB320001, Typ A) worden, in dessen Zentrum die Fläche des EU-LIFE-
Projektgebietes liegt (Abb. 3.6). Die Ausweisung erfolgte aufgrund des Brutbestandes von
23 Vogelarten darunter z.B. Botaurus stellaris, Ciconia nigra, Milvus milvus, Crex crex und
Circus pygargus der EU-Vogelschutzrichtlinie Anhang I (Umweltministerium der Republik
Polen 2006). Acht dieser Vogelarten stehen ebenfalls auf der polnischen Roten Liste.
Abb. 3.6: Grenzen des Vogelschutz
Gebietes und der Fläche des EU-
LIFE- Projektes (OTOP 2005)
Rozwarowo LIFE project site
SPA Roswarowo mires boundary
5 km

20 Methoden
4 Methoden
Die Feldarbeit fand im Juli 2005 bzw. im Januar 2006 statt. Dabei konzentrierten sich die
Arbeiten vor allem auf die Flächen des Rozwarowo-Moors, welche momentan oder in nä-
herer Vergangenheit vom Seggenrohrsänger besiedelt wurden. Die mineralischen Kup-
pen, welche innerhalb des Moores aufragen, stellen keine potentiellen Seggenrohrsän-
gerhabitate dar und wurden nicht untersucht. Für alle Aufnahmepunkte wurden per GPS
- Gerät (Garmin Etrex) Hoch- und Rechtswerte ermittelt. Im Anschluss konnten die Daten
der ornithologischen Kartierungen mit den hier erfassten Daten verschnitten werden.
4.1 Stratigraphie
Die Stratigraphie des Moores wurde mittels einer Polnischen Kappsonde (50 cm Länge,
4,5 cm Durchmesser) mit 16 Bohrungen (Abb. 4.1) im Juli 2005 erfasst. Ein Transekt wurde
wegen der Mineraldurchragungen auf der Ostseite der Grzybnica nicht angelegt. Die
Bohrpunkte, mit einem GPS - Gerät (Garmin Etrex) eingemessen, wurden gleichmäßig
über die ganze Untersuchungsfläche verteilt, um einen Gesamteindruck vom Aufbau des
Moores zu erhalten. Die Torfe und Sedimente wurden nach Succow & Stegmann (2001)
angesprochen. Der Zersetzungsgrad der Torfe (H) wurde in der zehnstufigen Skala nach
von Post (AG Boden 1996) angegeben, die Konsistenz der Seesedimente (K) nach Succow
& Stegmann (2001). Der Karbonatgehalt der Torfe wurde im Gelände nach AG Boden
(1996) mittels 10 %iger Salzsäure bestimmt.
4.2 Abiotische Standortsfaktoren
An allen Bohrpunkten wurde im Juli 2005 eine Bodenprobe aus dem oberen Wurzelraum
entnommen (Oberflächenprobe). Im Januar 2006 erfolgte zusätzlich an den Vegetations-
aufnahmeflächen V6, V22, V24, V32, V36, V42, V43, V49, V60, V64, V65, V67, V70 eine
Probenentnahme, um den pH-Wert und das C/N-Verhältnis im vegetationswirksamen
Bodenbereich von sieben Vegetationsstruktureinheiten (Absch. 4.3 u. 5.3) zu ermitteln.
Die achte Vegetationsstruktureinheit „Vegetation der Gräben“ (Absch. 5.3) wurde nicht
beprobt. C/N-Verhältnis und pH-Wert wurden im Bodenlabor des Botanischen Instituts
Greifswald bestimmt. Für die C/N- Analyse wurden zunächst alle lebende Wurzelmasse

Methoden 21
aus den Proben entfernt. Dann wurden die Proben über Nacht im Ofen bei 80°C getrock-
net und anschließend gemahlen (Pulverisette 14 Fritsch Idar-Oberstein; Siebgröße:
0,2 mm).
0 1 Kilometer Bohrpunkte
Abb. 4.1: Lage der Bohrpunkte im Untersuchungsgebiet
Kartengrundlage: (Symon 1990)

22 Methoden
Vor dem Einwiegen in Zinnfolie wurden die Proben nochmals bei 80°C ca. eine Stunde im
Ofen getrocknet. Mit Hilfe des C/N-Analysegeräts (Elementar vario EL, elementar Analy-
sesystem Hanau) wurde mittels DUMAS-Aufschluss der totale Stickstoff und Kohlen-
stoffgehalt ermittelt, daraufhin erfolgte die Berechnung der C/N- Verhältnisse. Da die O-
berflächenproben kalkfrei waren, galt Ctot = Corg .
Für die pH-Wertmessung wurden 10 ml der frischen Torfsubstanz mit 25 ml CaCl2 ver-
mischt und 16 Stunden stehen gelassen. Der pH-Wert der im Wasserbad auf 25°C tempe-
rierten Proben wurde mit Hilfe eines pH-Taschenmessgerät (WTW pH 330i) und einer
SCHOTT Glaselektrode N64 gemessen.
4.3 Vegetation
Im Juli 2005 wurden 77 Vegetationsaufnahmen von jeweils 25 m² erhoben. Die Pflanzen-
arten wurden dabei der Moosschicht, Krautschicht 1 und Krautschicht 2 zugeordnet. Die
Trennung zwischen den Krautschichten erfolgte nicht nach absoluten Wuchshöhen, son-
dern nach einem sichtbaren schichtartigen Höhenunterschied zwischen den am Standort
vorkommenden Arten. Dabei wurde die jeweils niedrigere Schicht als Krautschicht 1
(KS 1) bezeichnet. Die Bestimmung der Deckungsgrade der Arten erfolgte nach einer
neunteiligen Skala nach Braun-Blanquet und Pfadenhauer (Dierschke 1994) (Tab. 3.1). Zu-
sätzlich zur Höhe und Deckung der einzelnen Vegetationsschichten wurden an jedem
Aufnahmepunkt folgende Parameter erfasst:
- Gesamtdeckung der Vegetation [%];
- Deckung von Phragmites australis [%];
- Deckung trockener Schilfhalme aus dem Vorjahr [%];
- Höhe von Phragmites australis [m];
- Höhe der Streuauflage [m].
Die Bestimmung und Benennung der Gefäßpflanzen erfolgte nach Jäger & Werner (2002),
die der Moose nach Frahm & Frey (1992). Die Auswertung der Vegetationsaufnahmen er-
folgte nach dem Vegetationsformenkonzept (Koska et al. 2001) und wurde mittels Cluste-
ranalyse überprüft. Mit Hilfe der hierbei ermittelten Vegetationsformen ist es möglich
Aussagen über die abiotischen Verhältnisse am Standort zu treffen (Bioindikation) (Koska
et al. 2001).

Methoden 23
Wenn eine eindeutige Zuordnung eines Vegetationstyps zu einer Vegetationsform nur
mit Hilfe der Artengruppenzusammensetzung nicht möglich war, wurden die gemesse-
nen C/N-Verhältnisse zur eindeutigen Bestimmung der Vegetationsform zur Hilfe ge-
nommen (siehe Absch. 6.2). Dazu wurden die Trophiestufengrenzen nach Succow (Suc-
cow & Stegmann 2001) benutzt.
Zur Darstellung der Deckungsgrade in der Übersichtstabelle in Abschnitt 5.3 wurden die
Klassen 1a und 1b sowie 2a und 2b zusammengefasst.
Zusätzlich zu jeder Vegetationsaufnahme wurde an den Aufnahmepunkten auch die
- Höhe des Wasserstandes über der Geländeoberfläche (GOF) [m] und
- Bewirtschaftung: Mahd im Winter stattgefunden / nicht stattgefunden (g./n.g.) er-
fasst. In den folgenden Abschnitten beziehen sich alle Wasserstandsangaben auf die
Sommerwasserstände im Juli 2005.
Vegetationsformen werden mit Hilfe von Artengruppenkombinationen gebildet, wobei
die Physiognomie der Vegetation unbeachtet bleibt. Da jedoch gerade Struktur, Höhe und
die schichtweise Gliederung der Vegetation für die Besiedelung der Flächen durch den
Seggenrohrsänger von großer Bedeutung sind, wurden die ausgegliederten Vegetations-
formen für die Vegetationskartierung nochmals feiner unterteilt bzw. zusammengefasst
(siehe Tab. 5.3, sowie Anhang 7). Kriterien waren dabei die Dichte und Höhe der Vegeta-
tion in KS1 und KS2, der Wasserstand über GOF sowie die Artenzusammensetzung.
Tab. 3.1: Deckungsgrad- und Stetigkeitsskala
Deckungsgradskala: neunteilig nach Braun.Blanquet und Pfadenhauer (Dierschke 1994)
Stetigkeitsskala: Klassen nach Frey (Frey & Lösch 1998)
Skala in % Stetigkeitsstufe in %
r

24 Methoden
So wurden acht Vegetationsstruktureinheiten (VSE) gebildet, welche als Kartiereinheiten
genutzt worden. Die Vegetationskartierung erfolgte auf den aktuell vom Seggenrohrsän-
ger besiedelten und seit neuster Zeit von diesem aufgegebenen Flächen im Moorzentrum
(ca. 800 ha). Darüber hinaus wurden auch Gehölze, Gräben und Störflächen erfasst. Die
Kartierung erfolgte mit Hilfe einer georeferenzierten Karte in ArcView und eines GPS-
Geräts (Garmin Etrex). Zwei schwer zugängliche Flächen am Ostrand des Moors konnten
nur aus der Entfernung beschrieben werden.
4.5 Datenverarbeitung und Statistik
Mit den Programm Excel (Microsoft Office 2000) wurden die Vegetationsdaten geordnet.
Diese Einteilung und das Indikationsvermögen der Artengruppen bezüglich abiotischer
Standortparameter wurden mit einer Clusteranalyse und Korrespondenzanalyse (DCA)
im Programm PcOrd überprüft.
Die ermittelten C/N-Verhältnisse und pH-Werte wurden mittels des Mann-Whitney-U-
Tests (zweiseitig) auf signifikante Unterschiede zwischen den Vegetationsstruktureinhei-
ten geprüft. Der Mann-Whitney-U-Test ist ein parameterfreier statistischer Test und hat
somit gegenüber dem T-Test den Vorteil, dass die zu betrachten Variable nicht normalver-
teilt sein muss. (Somit kann von einer Transformation der Variable abgesehen werden.)
Darüber hinaus kann der Mann-Whitney-U-Test auch bei kleinen Stichproben angewandt
werden (Wilm 2006). Der Mann-Whitney-U-Test beruht auf dem Prinzip der Rangsum-
men, wobei die Werte der zu betrachten Variable aufsteigend sortiert werden und einen
Rang zugeschrieben bekommen. Die statistische Prüfgröße U wird aus den Rangsummen
der Stichproben und den Fallzahlen der jeweils zu vergleichenden Datensätze ermittelt
und mit dem kritischen U-Wert für das gewünschte Signifikanzniveau α (5/ 10 %) vergli-
chen (Lettner 2006).
Die Vegetationskarte sowie die Übersichtskarten mit Lage der Bohrpunkte, Vegetations-
aufnahmen und der ornithologischen Kartierungen wurden in ArcView 3.0 erstellt. Für
die Anfertigung weiterer Tabellen, Diagramme und Abbildungen wurden die Programme
Excel, PowerPoint (beide Microsoft Office 2000), Corel Draw 10 und SPSS 10.0 verwendet.

Ergebnisse 25
5 Ergebnisse
5.1 Moorstratigraphie
Die Bohrprotokolle der 16 Bohrungen sind in Anhang 4, die Bohrprofile in Anhang 5 dar-
gestellt.
Der mineralische Untergrund wurde in jeder Bohrung erreicht. Die Mächtigkeit der orga-
nischen Ablagerungen reicht von 8 m (B1) am Nordende des Moores bei Dusin bis 0,80 m
(B8) im Ostteil, nahe der mineralischen Durchragung des ehemaligen Wonneburg. Der
Westteil des Moorkörper liegt in einem bis zu ca. 8 m ausgehöhltem Becken. Der Ostteil
des Moores teilt sich in zwei, auf Grund ihrer Untergrundverhältnisse verschiedene Ge-
biete. Im Nordosten (vgl. Bohrung B6 und B8) überwiegen Flächen geringer Mächtigkei-
ten org. Ablagerungen, wobei im Südwesten auch nahe der mineralischen Inseln Mäch-
tigkeiten bis zu 6 m vorkommen (vgl. Bohrung B12, Abb. 5.1 u. Anhang 5b, B14 u. B13,
Anhang 5b). Der erbohrte Untergrund setzt sich aus Fein- und Mittelsand zusammen, sel-
ten wurde auch Schluff erbohrt.
Über den mineralischen Sedimenten lagern bei Bohrung B3, B4, B5 Basisschilftorfe, bei
Bohrung B9 und B10 Basisbraunmoos-Schilftorfe, bei Bohrung B13, B15 und B16 Basiser-
lenholztorfe und bei Bohrung B12 und B14 Basiserlenholz-Grobseggentorfe verschiedener
Mächtigkeiten. Darüber schließt sich eine, zum Teil mehrere Meter mächtige Mudde-
schicht (K3-4) aus Grob- bis Feindetritus an. Diese wird jeweils durch eine Schilftorf-
schicht überlagert. Den Abschluss der organischen Ablagerungen zur Geländeoberfläche
bilden abhängig von der rezenten Vegetation Braunmoosschilftorfe, reine Schilftorfe und
Grobseggentorfe. Die muddeunterlagerten Torfschichten sind dabei nie mächtiger als 2 m.
Dabei bildet Standort B13 eine Ausnahme, hier wurden die größten Torfmächtigkeiten
von 3,80 m erbohrt, der Torf wird hier abwechselnd von Schilf, Braunmoosen, Grobseg-
gen und Erlen gebildet. Die Muddeschicht ist hier nur 0,60 m mächtig.
Weitere Ausnahmen bilden die Bohrungen B6, B7, B8. Hier wurde keine Mudde abgela-
gert und der mineralische Untergrund liegt maximal 2 m unter der Geländeoberfläche
(4 m bei B13). In Bohrung B6 überlagern 0,70 m Feinseggentorf eine 0,80 m mächtige
Schilftorfschicht, Bohrung B8 besteht ausschließlich aus 0,80 m mächtigen Schilftorf und

26 Ergebnisse
in Bohrung B7 überlagern 0,55 m Schilftorf 0,10 m Schilf-Erlentorf, noch darüber liegen
0,30 m Grobseggentorf.
Abb. 5.1: Beispiele für Bohrprofile
Dargestellt werden die tiefste Bohrung B1 nahe der Mündung der Grzybnica, B2 und B11 im Inneren
des Untersuchungsgebietes (Lage siehe Abb. 4.1).

Ergebnisse 27
5.2 Abiotische Standortsfaktoren
Die an den Bohrpunkten und ausgewählten Vegetationsaufnahmepunkten gemessenen 30
pH-Werte (Anhang 11) reichen von 5,4 – 6,9 der Median liegt bei 6,4. Dabei liegt die Hälf-
te der Werte im subneutralen (pH-Werte von 4,8 bis 6,4) und die andere Hälfte der Werte
im alkalischen Bereich (pH-Werte ab 6,4) (Grenzen nach Succow (2001) (Tab. 5.2)). Insge-
samt wurden 30 C/N-Verhältnisse (Anhang 11) ermittelt mit Werten von 13,4 – 48,3, der
Median liegt bei 20,5. 10 % der Werte liegen im oligotrophen Bereich, 47 % im me-
sotrophen Bereich und 43 % im eutrophen Bereich (Trophiestufen nach Succow (Succow
& Stegmann 2001))( vgl. Abb. 5.2 u. Tab. 5.3). Dahingegen liegen für die Trophiestufen
nach Succow (2001) korrigiert für Dumas-Aufschluss mit Daten von Tanneberger & Hah-
ne (2003) durch Joosten& Domain mdl. (2005) in Kahrmann & Haberl (2005) 36 % der
Werte im oligotrophen, 57 % im mesotrophen und 7 % im eutrophen Bereich (vgl. Tab.
5.3). 28 der 30 untersuchten Oberflächenproben konnten den sieben näher betrachteten
VSE zugeordnet werden. Die C/N – Werte streuen sehr stark, auch innerhalb der ver-
schiedenen Vegetationsstruktureinheiten (Tab. 5.2 u. Abb. 5.2). Zwischen den einzelnen
Vegetationsstruktureinheiten haben sich keine Unterschiede hinsichtlich der C/N-
Verhältnisse und der pH-Werte gezeigt (Mann-Whitney-U-Test, Anhang 9 u. 10).
Tab. 5.1: pH-Verhältnisse der Vegetationsstruktureinheiten
1. Schilfbestände der eutrophen Grabenränder, 2. Schilfbestände mit Thelypteris palustris, 3. Schilfbestände
mit hohem Seggenanteil, 4. reine Schilfbestände, 5. ungenutzte Sumpfvegetation ohne Schilf, 6. niedrige
schilffreie Vegetation, 7. Vegetation der Binnensalzstelle
Struktureinheit 1 2 3 4 5 6 7
pH-Werte 5.5 5.8 5.5 6.6 6.9 6.7 6.2
6.8 6.3 6.0 6.6 6.5 6.8 6.9
6.1 6.2 6.6 6.0 6.2 6.4
6.5 6.4
6.6
6.1
6.4
6.7 6.8 5.4
Median 6.3 6.3 6.3 6.6 6.3 6.7 6.6

28 Ergebnisse
Tab. 5.2: C/N-Verhältnisse der Vegetationsstruktureinheiten
1. Schilfbestände der eutrophen Grabenränder, 2. Schilfbestände mit Thelypteris palustris, 3. Schilfbestände
mit hohem Seggenanteil, 4. reine Schilfbestände, 5. ungenutzte Sumpfvegetation ohne
Schilf, 6. niedrige schilffreie Vegetation, 7. Vegetation der Binnensalzstelle
Struktureinheit 1 2 3 4 5 6 7
C/N-Verhältnisse 16.0 15.5 22.2 29.2 25.5 16.8 15.4
25.4 24.2 48.3 21.4 29.2 35.3 16.7
15.1 20.5 23.7 18.7 25.5 20.4
16.5 28.3
19.8
15.8
40.2
17.7 13.4 13.6
Median 16.2 20.5 23.0 20.1 25.5 20.4 16.1
C/N Verhältnis
60
50
40
30
20
10
0
N =
4
1
7
2
4
3
Abb. 5.2: Medianwerte der C/N-Verhältnisse in den einzelnen Vegetationsstruktureinheiten
Erklärung der Boxplots: Linie im Kasten: Median, Kastenunterkante: 1. Quantil (25%), Kastenoberkante:
3. Quantil (75%), Kastenlänge: Interquantilabstand (IQA), Querlinien: Streuung der Werte
über dem 1. Quantil und unterhalb des 3. Quantils (1,5*IQA), Kreis: Ausreißer, Zahlenangaben (N):
Stichprobenanzahl. Vegetationsstruktureinheiten: 1. Schilfbestände der eutrophen Grabenränder ,
2. Schilfbestände mit Thelypteris palustris, 3. Schilfbestände mit hohem Seggenanteil, 4. reine Schilfbestände,
5. ungenutzte Sumpfvegetation ohne Schilf, 6. niedrige schilffreie Vegetation, 7. Vegetation
der Binnensalzstelle.
4
4
Kartiereinheiten
4
5
3
6
oligotroph
mesotroph
eutroph
polytroph
2
7

Ergebnisse 29
Tab. 5.3: Trophiestufen
Grenzen der Trophiestufen nach Succow (2001), Grenzen der Trophiestufen nach Joosten und
Domain mdl. (2005) modifiziert mit Korrelationskoeffizient zur Kjeldal/ Dumas-Umrechnung.
Trophiestufen polytroph eutroph mesotroph oligotroph
Grenzen nach Succow (2001) < 10 10 - 20 20 - 33 > 33
Grenzen nach Joosten & Domain
mdl. (2005)
< 7 7 - 15 15 - 24 > 24
In Abb. 5.3 werden Ergebnisse der Korrespondenzanalyse (DCA) dargestellt. In die Aus-
wertung sind nur Aufnahmen mit vorhandenen Werten für das C/N-Verhältnis und den
pH-Wert eingegangen. Ein signifikanter Zusammenhang von Vegetationseinheiten und
abiotischen Standortparametern (Wasserstand über der Geländeoberfläche, pH-Wert und
C/N-Verhältnis) ist durch die DCA nicht nachweisbar. Es ist somit nicht möglich, an
Hand der gemessenen Standortparameter die unterschiedlichen Vegetationseinheiten und
ihre Verteilung zu erklären.
Mittels der Mediane der auf Flächen der einzelnen Kartiereinheiten gemessenen C/N-
Werte können jedoch die durch Bioindikation ermittelten Nährstoffverhältnisse der Kar-
tiereinheiten 1 und 4 als kräftig sowie 2, 3 und 5 als mittel (zu Kartiereinheit 7 siehe Ab-
schnitt 5.3.1.5) bestätigt werden (siehe Abb. 5.2). Allein die Nährstoffverhältnisse der Kar-
tiereinheit 6 (ziemlich arm) spiegeln sich nicht in den gemessenen Werten wider.
Die DCA in Abb. 5.4, in welche alle Aufnahmen eingegangen sind, zeigt keine signifikan-
te Abhängigkeit der Vegetationseinheiten vom abiotischen Standortparameter „Wasser-
stand über der GOF“. Hier lassen sich jedoch die Vegetationsstruktureinheiten nach inne-
ren Struktureigenschaften voneinander abgrenzen. Das sind die Deckung und Höhe von
Phragmites australis sowie Deckung und Höhe der übrigen krautigen Vegetation.

30 Ergebnisse
V67
B14
V49
B5
B6
V36
V65
DCA-
Achse 2
B11
B12
V4
V
V60
B3
B15
B9
B8
V22 V24
V64
B4
V32
B13
V42
B10
B2
Abb. 5.3: DCA-Ordinationsdiagramm: Streudiagramm der Vegetationsaufnahmen und gemessenen
Standortparameter (pH-Wert, C/N-Verhältnis, Wasserstand über GOF, Bewirtschaftung)
Aufnahmen einer Vegetationsstruktureinheit sind farblich gleich gekennzeichnet.
(1. Schilfbestände der eutrophen Grabenränder , 2. Schilfbestände mit Thelypteris palustris,
3. Schilfbestände mit hohem Seggenanteil, 4. reine Schilfbestände, 5. ungenutzte Sumpfvegetation
ohne Schilf, 6. niedrige schilffreie Vegetation, 7. Binnensalzstelle)
1
2
3
4
5
6
7
V70
B7
DCA-
Achse 1

Ergebnisse 31
B1
V6
B6
V7
V4
V3
V3
V3
B5
V3
V4
V4
V3
V4
DCA-
Achse 2
V5
V2
3
V2
B15
V5
V
4
V3 V5 VX2
V5 V2
5
V6
V6
V5
B2
V6 B13
V2
V6
V5
B8
6
7
Deck. KS1
V6
V7
Höhe KS2
V3
Deck. KS2
Deck. Phr.
B4
DCA-Achse
1
V7
B12
V
Höhe Phr.
V6
B7
V
V5
V5
V
V
V4
V2
V2
B9
V1
V4
V6
V1
V2
V6
V1
V
V4
V4
V2
B10
B11
V4
Abb. 5.4: DCA-Ordinationsdiagramm: Streudiagramm der Vegetationsaufnahmen und Standortparameter
(Höhe KS1, Höhe KS2, Höhe Phr., Deck. MS, Deck. Streu, GesDeck., Deck. KS1, Deck.
KS2, Deck. Phr., Deck Phr.+, Wasserstand über GOF)
Aufnahmen einer Vegetationsstruktureinheit sind farblich gleich gekennzeichnet (1. Schilfbestände
der eutrophen Grabenränder, 2. Schilfbestände mit Thelypteris palustris, 3. Schilfbestände mit hohem
Seggenanteil, 4. reine Schilfbestände, 5. ungenutzte Sumpfvegetation ohne Schilf, 6. niedrige schilffreie
Vegetation, 7. Binnensalzstelle). Achse 1 erklärt die Bewirtschaftung (Mahd) der Flächen. Achse
2 erklärt die Deckung und Höhe von Schilf und KS 2.
V1
V2
V3
V1
B3
V
V1
V3
V4
VSE: 1
2

32 Ergebnisse
5.3 Vegetation
Im Untersuchungsgebiet konnten sechs Vegetationsformen aus der Formationsklasse der
offenen, ungenutzten Vegetation (Koska et al. 2001) und acht Vegetationsstruktureinhei-
ten , welche auch als Kartiereinheiten genutzt worden, ausgegliedert werden (Tab. 5.3 u.
Anhang 7).
5.3.1 Vegetationsformen
Die jeweilige Nummer nach dem Titel der Vegetationsform bezieht sich auf die Numme-
rierung der VF in Koska & Timmermann (2001).
5.3.1.1 Rohrkolben-Schnabelseggen-Ried (VF 12)
Das Rohrkolben-Schnabelseggenried ist eine Vegetationsform der mesotroph-
subneutralen Standorte der Wasserstufe 5+ mit topogenem Wasserregime. Die Nährkraft-
stufe ist „ziemlich arm(-mittel)“ (za(-m)) und das entspricht einem C/N-Verhältnis von
26-33. Diese Vegetationsform zeichnet sich im Untersuchungsgebiet durch ihre geringe
Vegetationshöhe und das dichte Auftreten von Myrica gale aus. Die ∅ Höhe der Kraut-
schicht 2 beträgt zwar 0,9 m, jedoch ist deren Deckung von ∅ nur 4 % gering. Der Wasser-
stand liegt bei ∅ 15 cm über Flur, Myrica gale wächst vorrangig auf trockeneren Bulten
von Carex elata. Neben Carex rostrata, Menyanthes trifoliata, und Calamagrostis canescens
kennzeichnen Arten wie Mentha aquatica, Cirsium palustre, Juncus conglomeratus und Eri-
ophorum angustifolium die Einheit.
5.3.1.2 Spitzmoos-Großseggen-Ried (VF 13)
Das Spitzmoos-Großseggen-Ried kommt ebenfalls auf mesotroph-subneutralen Standor-
ten der Wasserstufe 5+ mit topogenem Wasserregime vor. Die Nährkraftstufe ist „(ziem-
lich arm-)mittel“ ((za-)m), und entspricht einem C/N-Verhältnis von 20-26. Diese Vegeta-
tionsform umfasst Schilfröhrichte mit Thelypteris palustris-Unterwuchs, Schilfröhrichte mit
Seggenunterwuchs und die schilffreien Flächen östlich der Grzybnica. Der Wasserstand

Ergebnisse 33
beträgt Ø 0-15 cm über Flur, stellenweise ist eine Streuschicht vorhanden. Diese Vegetati-
onsform wurde aufgrund von physiognomischen Unterschieden (Absch. 5.3.2) in drei
Kartiereinheiten aufgeteilt.
5.3.1.3 Teichsimsen-Schilf-Wasser-Ried (VF 26)
Das Teichsimsen-Schilf-Wasser-Ried ist eine Vegetationsform der eutroph-subneutral-
kalkhaltigen Standorte der Wasserstufe 6+ mit topogenem Wasserregime. Die Nährkraft-
stufe ist „kräftig-reich“ (k-r) und entspricht einem C/N-Verhältnis von 10-20.
Typisch sind Schwimmdecken von Hydrocharis morsus-ranae und Stratiotes aloides sowie
Lemna trisulca und Spirodela polyrhiza, welche vorallem die Wasserflächen in den über 1 m
tief ausgebaggerten Gräben bedecken. An den inneren Grabenrändern treten Acorus cal-
mus, Phragmites australis und Butomus umbellatus als Begleiter auf. Ebenfalls gehören zu
dieser Vegetationsform die fast reinen, sehr dichten Phragmites australis-Bestände, welche
auf Flächen mit einem Wasserstand von durchschnittlich 20 cm über der Oberfläche vor-
kommen. Der krautige Unterwuchs ist nur schwach entwickelt. Cardamine pratensis subsp.
dentata wächst hierstellenweise am Boden. Es treten kleine Exemplare von Galium palustre
und Lycopus europaeus treten auf.
5.3.1.4 Zungenhahnenfuß-Großseggen-Ried (VF 27)
Das Zungenhahnenfuß-Großseggen-Ried kommt auf eutroph-subneutral-kalkhaltigen
Standorten der Wasserstufe 5+ mit topogenem Wasserregime vor. Die Nährkraftstufe ist
„kräftig“ (k) und entspricht einem C/N-Verhältnis von 13-20. Diese fast reinen, sehr dich-
ten Phragmites australis-Bestände kommen auf Flächen mit einem Wasserstand von
durchschnittlich 7 cm über Flur vor. Der krautige Unterwuchs ist nur schwach entwickelt.
Vereinzelt treten Galium palustre, Carex pseudocyperus, Mentha arvensis, Poa pratense, Carda-
mine pratensis subsp. dentata, Stellaria palustre und Lycopus europaeus auf. Die Moosschicht
aus Leptodictyum riparium ist gut ausgebildet.

34 Ergebnisse
Tab. 5.4: Übersichtstabelle nach Dierschke (1994) der Vegetationstypen im Rozwarowoer Moor
Die mit Nummern gekennzeichneten Vegetationseinheiten werden zu Vegetationsformen und Vegetationstruktureinheiten
zusammengefasst. VF 26: Teichsimsen-Schilf-Wasserried, VF 12: Rohrkolben-
Schnabelsegge-nRied, VF 13 Spitzmoos-Großseggen-Ried, VF 27 Zungenhahnenfuß-Großseggen-Ried,
VF 39: Strandaster-Salzbinsen-Rasen, VF 50: Nachtschatten-Schilf-Staudenflur (Ausführliche Vegetationstabelle
siehe Anhang 7)
Nr. 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12
Wasser über GOF [m] >1 0.21 0.15 0.01 0.14 0.20 0.05 0.01 0.03 0.07 0.07 0.00
Gesamtdeckung % 68 96 87 95 97 89 83 99 94 97 99 100
Deckung Phr. % 0 94 0 44 10 0 73 74 64 91 94 0
Deckung Phr.+ % 0 6 0 3 0 0 1 5 4 3 2 0
Höhe Phr. [m] 0.0 2.0 0.0 1.5 0.3 0.0 1.5 1.6 1.5 2.0 2.1 0.0
Höhe KS2 [m] 0.2 2.0 0.9 1.5 1.1 1.4 1.5 1.6 1.4 2.0 2.1 0.0
Höhe KS1 [m] 0.1 0.2 0.6 0.7 0.9 0.9 0.5 0.8 0.9 0.5 0.9 0.3
Deck KS2 % 3 94 4 45 14 35 74 75 64 91 94 0
Deck KS1% 18 30 87 74 92 59 51 68 63 28 23 100
Deck MS % 0 2 0 4 0 0 36 26 44 18 0 0
Höhe Streu [m] 0.00 0.03 0.03 0.06 0.06 0.00 0.05 0.04 0.06 0.01 0.04 0.04
Vegetationsstruktureinheit 8 4 6 2 5 5 3 2 2 4 1 7
Vegetationsform 26 12 13 27 50 (37) 39
Wasserstufe 6+ 5+ 4+ 5+-4+
Wasserregimetyp T T T T T K
Trophiestufe m-r za-(m) (za-)m k s m-k
Trophiestufengruppe eutroph mesotroph mesotroph eutroph polytroph eutroph
Säure-Basen-Stufe sub-ka sub sub sub-ka sub-ka sub-ka
Anzahl der Aufnahmen
AG
4 5 3 11 6 5 7 8 10 9 7 2
11 Hydrocharis morsus-ranae V2
11 Stratiotes aloides III3
44 Acorus calamus III1
12 Spirodela polyrhiza V3 IV3 I1 I+ I1
14 Lemna trisulca III3 III3
87 Phragmites australis III1 V5 V3 II1 V4 V4 V4 V5 V5
39 Carex elata IV2 IV2 III3 V2 IV3 IV2 V2
78 Lythrum salicaria III1 IV+ III1 II1 IV1 IV+ III+ IV1 II+
64 Epilobium palustre IV+ III+ III+ V1 III1 I1 III+
25 Potentilla palustris IV2 II2 II1 III1 III1 II2 IV2
78 Lysimachia vulgaris IV1 IV2 III2 V2 II1 V2 V2 I1
25 Calamagrostis stricta II1 V1 V+ I2 III2 IV2
53 Lathyrus palustris II+ V+ III+ V1 II1 III+
73 Carex disticha II1 II2 V4 V2 I2 II2 III2
74 Calamagrostis canescens V2 III2 I1 V1
Myrica gale V3 I+ III3
54 Peucedanum palustre IV1 III2 V1 V2 II+ I+ I1
58 Carex appropinquata II1 III2 III2 V2
25 Carex lasiocarpa II3 I2 I1 V2

Ergebnisse 35
63 Mentha aquatica I1 II2 II1 IV1 I1 I1 Ir
77 Fillipendula ulmaria II1 III1 I+
64 Equisetum fluviatile IV2 V2 V3
25 Menyanthes trifoliata V3 I2 IV2
55 Carex rostrata V3 II3 IV1
24 Eriophorum angustifolium IV1
63 Cirsium palustre IV1
70 Juncus conglomeratus IV1 I1
64 Galium palustre III1 IV1 IV1 V1 V1 V1 IV1 V1 IV1 IV1
74 Lycopus europaeus I+ I+ V+ IV+ III+ II1 + III1 III+
54 Lysimachia thyrsiflora I1 II1 I1 III1 I1 III1 II1 I1
63 Myosotis palustris II1 I+ III1 I1 I1 III+ II1 III1
42 Carex pseudocyperus I1 Ir IV1 II1 III+ III1
92 Mentha arvensis III1 III1 III2 IV1 II1 III2
95 Poa pratense I1 II+ I1 III1 II1
54 Stellaria palustre I+ I+ IV1 III+ II2
14 Leptodictyum riparium I1 II1 III3 III2 II2
40 Cicuta virosa III+ Ir I+ I2 I+ I1 I2
56 Thelypteris palustris V3 I2 V3 V2
63 Calliergonella cuspidata I2 I1 II2 IV2
44 Rumex hydrolapathum III1 I1 I1 V+ II+ I1
42 Typha latifolia I+ IV1 Ir
75 Solanum dulcamara I1 III1 I+ I1
38 Ranunculus lingua III+ I1
38 Cardamine pratensis subsp.
dentata III1 I1 I+ V1 I1
40 Sium latifolium I1 II1
99 Urtica dioica III1 I1 IV1
99 Poa trivialis I2 I3 III2
99 Calystegia sepium I+ I1 I+ III1
86 Symphytum officinalis I1 III1
60 Triglochin maritimum V4
72 Glaux maritima V3
72 Juncus geradii V2
72 Plantago major subsp. winteri V2
72 Plantago maritima III2
Atriplex spec. V2
91 Potentilla anserina V3
Trifolium fragiferum III+
59 Schoenoplectus tabernaemontani I1 III+

36 Ergebnisse
5.3.1.5 Strandastern-Salzbinsen-Rasen (VF 39)
Der Strandastern-Salzbinsen-Rasen ist eine Vegetationsform der eutroph-subneutral-
kalkhaltigen Standorte der Wasserstufe 5+ mit Küstenüberflutungsregime (Absch. 6.2.1).
Wasser steht nicht in der Fläche. Die Nährkraftstufe ist „kräftig“ (k) (C/N von 13-20). Fol-
gende Arten treten auf: Triglochin maritimum, Glaux maritima, Juncus geradii, Plantago major
subsp. winteri, Plantago maritima, Atriplex spec., Potentilla anserina, Trifolium fragiferum und
Schoenoplectus tabernaemontani.
5.3.1.6 Nachtschatten-Schilf-Staudenflur (VF 50)
Die Nachtschatten-Schilf-Staudenflur ist eine Vegetationseinheit der polytroph-
subneutral-kalkhaltigen Standorte der Wasserstufe 4+ mit topogenem Wasserregime. Die
Nährkraftstufe ist „kräftig“ (k) (C/N von 10-13). An den eutrophierten Grabenrändern
stehen besonders hohe (∅ 2,1 m), dichte Phragmites australis-Bestände. Die untere Kraut-
und Moosschicht sind kaum bzw. nicht ausgebildet. Urtica dioica, Calystegia sepium und
Solanum dulcamara treten auf. Poa trivialis bedeckt stellenweise den Boden. Der Wasser-
stand über Flur beträgt ∅ 7 cm.
5.3.2 Vegetationsstruktureinheiten (VSE)
Die in Klammern angegebene Nummerierung der VSE entsprechen der Kennzeichnung
der jeweiligen Einheiten in der Übersichtstabelle (Tab. 5.4).
5.3.2.1 Schilfbestände der eutrophen Grabenränder (1)
Diese Kartiereinheit entspricht der Nachtschatten-Schilf-Staudenflur (VF 50) und umfasst
die hohen dichten Schilfbestände, die vorrangig an eutrophen Grabenrändern und Stör-
stellen vorkommen. Das Schilf ist brüchig und oft kantig verwachsen und daher bei den
Rohrwerbern nicht beliebt („second class reed“, siehe Absch. 6.5). Die Flächen werden
daher selten oder gar nicht gemäht.

Ergebnisse 37
Vegetationsform Nachtschatten-Schilf-Staudenflur (VF 50)
Trophie eutroph-polytroph
Wasserstand ca. 10 cm über GOF
Bewirtschaftung selten Wintermahd
typische Arten Phragmites australis, Urtica dioica, Calystegia sepium, Solanum dulcamara
5.3.2.2 Schilfbestände mit Thelypteris palustris (2)
Diese niedrigen, lockeren Schilfbestände mit Thelypteris palustris kommen vor allem west-
lich und nordöstlich der Grzybnica vor. Die Einheit ist dem Spitzmoos-Großseggen-Ried
(VF 13) zuzuordnen. Diese Bestände werden seltener gemäht, da der Unterwuchs stört
und das Schilf oft zu klein und unregelmäßig wächst. Die Flächen sind relativ trocken,
hier steht im Mittel kein Wasser über der Geländeoberfläche. Phragmites australis steht hier
niedrig (∅ 1,5 m) und schütter. Der gut entwickelte krautige Unterwuchs setzt sich vor-
rangig aus Thelypteris palustris, Lysimachia vulgaris, Lathyrus palustris, Lythrum salicaria, Epi-
lobium palustre, Galium palustre und Myosotis palustris zusammen. Die abgestorbenen Reste
dieser Krautschicht 1 bilden hier eine Streuauflage.
Abb. 5.6: Schilfbestände mit Thelypteris
palustris
Vegetationsform Spitzmoos-Großseggen-Ried
(VF 13)
Trophie mesotroph
Wasserstand 0
Bewirtschaftung unregelmäßige Wintermahd
typische Arten Phragmites australis, Thelypteris
palustris, Lysimachia vulgaris,
Lathyrus palustris, Lythrum salicaria,
Epilobium palustre
Abb. 5.5: Schilfbestände
der
eutrophen Grabenränder

38 Ergebnisse
5.3.2.3 Schilfbestände mit hohem Seggenanteil (3)
Diese Einheit ist den Schilfbeständen mit Thelypteris palustris (VSE 2) sehr ähnlich, jedoch
ist die Krautschicht 1 unter dem mäßig hohen (∅ 1,5 m) Schilf artenärmer und Thelypteris
palustris fehlt. Sie ist ebenfalls dem Spitzmoos-Großseggen-Ried (VF 13) zuzuordnen. Die
vorherrschenden Arten sind hier Carex pseudocyperus, Carex elata, Lythrum salicaria, Stellaria
palustre, Galium palustre und Lycopus europaeus. Leptodictyum riparium bildet eine deutliche
Moosschicht. Der Wasserstand in der Fläche beträgt ∅ 5 cm. Eine Streuschicht ist vorhan-
den. Die Flächen werden regelmäßig gemäht.
Vegetationsform Spitzmoos-Großseggen-Ried (VF.13)
Trophie mesotroph
Wasserstand ca. 5 cm über GOF
Bewirtschaftung regelmäßige Wintermahd
typische Arten Prhragmites australis, Carex pseudocyperus, Carex elata, Lythrum
salicaria, Stellaria palustre
5.3.2.4 reine Schilfbestände (4)
In dieser Kartiereinheit wurden die Bestände des Zungenhahnenfuß-Großseggen-Rieds
(VF 27) und die reinen Schilfbestände des Teichsimsen-Schilf-Wasser-Rieds (VF 26) zu-
sammengefasst. Das hier dicht wachsende hohe (Ø 2 m), dünne, relativ gerade Schilf lässt
sich durch den spärlichen Unterwuchs sehr gut mähen. Der Wasserstand in der Fläche
beträgt ∅ 10-20 cm. Typische Arten sind Galium palustre, Lycopus europaeus, Cardamine pra-
tensis subsp. dentata, Lemna trisulca und Spirodela polyrhiza.
Abb. 5.7: Schilfbestände
mit hohem
Seggenanteil

Ergebnisse 39
5.3.2.5 ungenutzte Sumpfvegetation ohne Schilf (5)
Diese weitgehend schilffreien Flächen tragen eine relativ niedrige Vegetation. Nur Peuce-
danum palustre, Typha latifolia und Calamagrostis stricta ragen über die dichte Kraut-
schicht 1. Das strukturreiche Seggenried kommt nur östlich der Grzybnica vor. Es ist der
Vegetationsform des Spitzmoos-Großseggen-Rieds (VF 13) zuzuordnen. Die Wasserstän-
de liegen im Durchschnitt bei 15 cm über Flur, diese variieren jedoch auf Grund der ge-
bildeten Bulte und Schlenken sehr stark. Die Vegetationseinheit ist geprägt von dem Vor-
kommen mehreren Seggenarten: Carex elata, Carex lasiocarpa, Carex rostrata, Carex disticha,
Carex acutiformis (Abb. 5.9 im Vordergrund) und Carex appropinquata, sowie einzelnen eu-
traphenten Arten wie Rumex hydrolapathum und Typha latifolia. Weiterhin kommen vor:
Ranunculus lingua, Peucedanum palustre, Calamagrostis stricta und Menyanthes trifoliata. Da
auf diesen Flächen kein oder nur vereinzelt Schilf wächst, werden diese derzeit nicht be-
wirtschaftet.
Abb. 5.8: reine Schilfbestände
Vegetationsform Zungenhahnenfuß-
Großseggen-Ried (VF 27),
Teichsimsen-Schilf-Wasser-
Ried (VF 26)
Trophie eutroph
Wasserstand 10-20 cm über GOF
Bewirtschaftung regelmäßige Wintermahd
typische Arten Phragmites australis, Galium
palustre, Lycopus europaeus,
Cardamine pratensis
subsp. dentata, Lemna trisulca,
Spirodela polyrhiza

40 Ergebnisse
5.3.2.6 niedrige schilffreie Vegetation (6)
Diese inselartig im südlichen Teil des Untersuchungsgebietes vorkommende Einheit ent-
spricht dem Rohrkolben-Schnabelseggen-Ried (VF 12). Die Vegetation ist sehr niedrig
und wird nur von einigen aufragenden Halmen von Calamagrostis stricta und Cirsium pa-
lustre überragt. Der Wasserstand liegt bei ∅ 15 cm über Flur, Myrica gale wächst vorrangig
auf trockeneren Bulten von Carex elata. Neben Carex rostrata, Menyanthes trifoliata und Ca-
lamagrostis canescens kennzeichnen Arten wie Mentha aquatica, Cirsium palustre, Juncus con-
glomeratus und Eriophorum angustifolium die Einheit.
Abb. 5.9: ungenutzte Sumpfvegetation ohne Schilf
Vegetationsform Spitzmoos-Großseggen-Ried
(VF 13)
Trophie mesotroph
Wasserstand ca. 15 cm über GOF (Bult-
Schlenken-Struktur)
Bewirtschaftung keine
typische Arten Carex elata, Carex lasiocarpa,
Carex rostrata, Carex disticha,
Carex acutiformis, Rumex
hydrolapathum, Typha
latifolia,. Ranunculus lingua,
Peucedanum palustre, Calamagrostis
stricta, Menyanthes
trifoliata
Abb. 5.10: niedrige schilffreie
Vegetation

Ergebnisse 41
Vegetationsform Rohrkolben-Schnabelseggen-Ried (VF 12)
Trophie mesotroph
Wasserstand ca. 15 cm über GOF
Bewirtschaftung keine
typische Arten Carex rostrata, Menyanthes trifoliata, Calamagrostis canescens, Mentha aquatica,
Cirsium palustre, Juncus conglomeratus, Eriophorum angustifolium
5.3.2.7 Vegetation der Binnensalzstelle (7)
Die Kartiereinheit entspricht dem Strandastern-Salzbinsen-Rasen (VF 39). Am östlichen
Rand des Rozwarowo-Moors und am westlichen Ufer der Wołczenica befindet sich eine
Binnensalzstelle mit typischer Salzwiesenvegetation. Die Wiese wird im Sommer gemäht,
stellenweise liegengebliebenes Mähgut bildet eine Streuschicht von ∅ 20 cm Höhe. Der
Artenbestand ist komplett verschieden zum restlichen Untersuchungsgebiet. Folgende
Arten treten auf: Triglochin maritimum, Glaux maritima, Juncus geradii, Plantago major subsp.
winteri, Plantago maritima, Atriplex spec., Potentilla anserina, Trifolium fragiferum und Schoe-
noplectus tabernaemontani.
Vegetationsform Strandastern-Salzbinsen-Rasen (VF 39)
Trophie eutroph
Wasserstand 0
Bewirtschaftung Sommermahd
typische Arten Triglochin maritimum, Glaux maritima, Juncus geradii, Plantago major subsp.
winteri, Plantago maritima, Atriplex spec., Potentilla anserina, Trifolium fragiferum,
Schoenoplectus tabernaemontani
5.3.2.8 Vegetation der Gräben (8)
Die Kartiereinheit entspricht sowohl den Schwimmdecken, welche die Wasserflächen der
Gräben bedecken als auch der Vegetation der inneren Grabenränder des Teichsimsen-
Schilf-Wasser-Rieds (VF 26). Typische Arten sind Hydrocharis morsus-ranae und Stratiotes
aloides sowie Lemna trisulca und Spirodela polyrhiza, welche die Wasserflächen in den über
1 m tief ausgebaggerten Gräben bedecken. An den inneren Grabenrändern treten Acorus
calamus, Phragmites australis und Butomus umbellatus auf.

42 Ergebnisse
5.3.3 Weitere Kartiereinheiten
Zusätzlich zu diesen Vegetationsstruktureinheiten, welche die wichtigsten strukturellen
Eigenschaften und Artengefüge im Rozwarowo-Moor beschreiben, wurden bei der Kar-
tierung die Bestände von Myrica gale erfasst. Außerdem wurden Weiden- und Erlenge-
hölze markiert, wenn sie deutlich über die krautige Vegetation hinausragten. Ebenso
wurden durch die Ablage von Schilfabfällen bedeckte Flächen gekennzeichnet. Schwer
zugängliche Flächen, welche folglich nur ungenau beschrieben werden konnten wurden
zusätzlich kenntlich gemacht: Das Bodenrelief ist hier sehr uneben (vermutlich durch alte
Torfstiche o.ä.). Dadurch wechselt auch die Vegetation häufig und mit scharfen Gradien-
ten. Überwiegend sind diese Flächen mit hohem dichten Schilf (entspräche VSE 1) und
kräftigen Sumpfpflanzen (Iris pseudacorus, Rumex hydrolapathus) bewachsen. Dazwischen
finden sich Flächen mit niedrigerem Schilf (1,5-2 m) und wenig Unterwuchs (entspräche
VSE 4).
5.3.4 Vegetationskarte
Die auf den Vegetationsstruktureinheiten und weiteren Kartiereinheiten basierende Vege-
tationskarte befindet sich in Anhang 6.
Abb. 5.11: Vegetation der Gräben
Vegetationsform Teichsimsen-Schilf-
Wasser-
Ried (VF 26)
Trophie eutroph
Wasserstand min. 1 m über GOF
Bewirtschaftung Ausbaggern
typische Arten Phragmites australis,
Hydrocharis morsus-ranae,
Stratiotes aloides, Lemna
trisulca und Spirodela
polyrhiza

Diskussion 43
6 Diskussion
6.1 Kennzeichnung des Rozwarowo Moor
6.1.1 Genese
Im Vergleich zu anderen Bohrprofilen aus der Region des Oderhaffs sind bezüglich der
Moorstratigraphie viele Gemeinsamkeiten zu erkennen. Dies lässt auf eine ähnliche Gene-
se der Gebiete schließen. So wurden im Ueckertal ca. 1 m mächtige Schilftorfe mit darun-
ter abgelagerter 3 m mächtiger Detritusmudde und Basistorfen aus Radizellen, Schilf und
Holz gefunden (Berg 2005).
Für die Entwicklungsgeschichte des Rozwarowo-Moores ist folgendes anzunehmen: Im
Untersuchungsgebiet wurden wahrscheinlich wie im Ueckertal vor ca. 10.000 Jahren die
ersten Torfe in der Talsenke gebildet. Im Zuge des Abtauens des Inlandeises und der all-
gemein milderen und feuchteren Klimabedingungen, die sich in Europa nach dem Weich-
selglazial einstellten, sammelte sich in Senken und Niederungen Schmelz- und Abfluß-
wasser.
Abb. 6.1: Lage des in Abb. 6.2
dargestellten Idealprofilschnitts
im Zentrum des
Rozwarowoer Moors
Der Profilschnitt wurde mit
Hilfe der Bohrungen B7, B8,
B9, B10, B12, B15 und B16 angefertigt.
1 Kilometer Aufnahmepunkte

44 Diskussion
Der Grundwasserspiegel stieg allmählich. Unter Flachwasserbedingungen bildeten sich
Basistorfe aus Braunmoosen und Seggen (vgl. Abb. 6.2), stellenweise wuchsen auf diesen
Schichten zusätzlich Schilftorfe auf.
Der Substratwechsel von Torf zu Mudde kennzeichnet im Ueckertal den auf 6245+/-35 BP
datierten Einfluss der Litorinatransgression (Berg 2005). Auch im Rozwarowo-Moor fin-
det ein deutlicher Wechsel von Torf zu Detritusmudde statt. In der Muddeschicht gefun-
dene Stücke der Herzmuschel (Cardium edule) zeigen Salzwasserverhältnisse an (B1, B3,
B4, B10), wodurch auch in diesem Gebiet der Einfluss der Litorinatransgression deutlich
wird. An den Talrändern weisen Erlenholztorfe auf eine Bewaldung (Erlensümpfe) des
damaligen Gewässerufers hin. Die Verlandung des überfluteten Grzybnicatals wurde von
Schilf dominiert, dessen Torf die Muddeschichten überlagert. Im flachgründigen nordöst-
lichen Teil des Untersuchungsgebietes fehlt die Gewässerphase. Vermutlich ließen hier
ein langsames Ansteigen des Wasserspiegels Schilf- und Seggentorfe aufwachsen.
Abb. 6.2: Idealprofilschnitt im Zentrum des Rozwarowo Moors (W-O)
Der Profilschnitt wurde mit Hilfe der Bohrungen B7, B8, B9, B10, B12, B15 und B16 (Lage siehe
Abb. 6.1) angefertigt. Auf der mineralischen Aufwölbung befand sich ehemals das Vorwerk Wonneburg.

Diskussion 45
Im Bereich der Binnensalzstelle zeugt eine 80 cm mächtige Erlenholztorfschicht von einem
ehemaligen Erlenwaldbestand, wie er heute noch am westlichen Moorrand und stellen-
weise innerhalb des Rozwarowo-Moores zu finden ist.
Als die Verlandung des ehemaligen Gewässers abgeschlossen war, schloß sich eine Ver-
sumpfung des Moorgebietes an. Diese ist auf den weiter ansteigenden Wasserspiegel der
Ostsee zurückzuführen (Janke 1996). Durch den steigenden Wasserspiegel kann es einer-
seits zu Überflutungen des Moores über die Verbindung zum Camminer Bodden, oder
andererseits zu einer Anhebung des Grundwasserspiegels, durch den Rückstau der Vor-
fluter kommen. Im Ueckertal wuchsen ca. 1 m mächtige Schilftorfe auf Grund von Über-
flutung durch das Oderhaff auf der mächtigen Muddeschicht auf. Das Rozwarowo-Moor
liegt hingegen weniger zur See exponiert als das Ueckertal. Jedoch ist anzunehmen, dass
die Küstenausgleichsprozesse heute sehr viel fortgeschrittener sind und der Einfluss der
Ostsee im Oderhaff und Camminer Bodden heute wesentlich geringer ist. Wahrscheinlich
trugen in Rozwarowo anfangs Überflutung sowie später durch einen Wasserrückstau
hervorgerufene Versumpfung zum weiterem Torfwachstum bei. Dadurch konnten auf
dem Verlandungsmoor weiterhin Braunmoos-Schilftorfe aufwachsen. Auch die im
flachgründigen Ostteil des Moores abgelagerten Torfe entstanden vermutlich auf Grund
dieser Prozesse. Noch heute steigt der Wasserspiegel der Ostsee (Janke 1996), so dass das
Torfwachstum unter natürlichen Bedingungen wahrscheinlich andauern würde. Da je-
doch Großteile des Rozwarowo-Moors unter dem Einfluss der von den Landbesitzern
praktizierten Wasserwirtschaft stehen, ist die weitere Entwicklung des Torfkörpers weit-
gehend von dieser abhängig.
Das Moor ist heute größtenteils gehölzfrei, da Erlen und Weidengebüsche, die in den
Schilfbeständen aufwachsen, durch die Landbesitzer entfernt oder schon im Jugendstadi-
um durch die Schilfmahd unterdrückt werden. Bei einem Ausbleiben der Nutzung würde
das Rozwarowo-Moor unter aktuellen Bedingungen ausgehend von den schon vorhan-
den Gehölzinseln wahrscheinlich langsam verbuschen. Eine vollständige Bewaldung des
Gebietes in kürzerer Zeit ist jedoch unwahrscheinlich.

46 Diskussion
6.1.2 Ökologischer und hydrogenetischer Moortyp
Der ökologische Moortyp wird anhand der Trophiestufe und der Säurebasestufe be-
stimmt. Die bioindikatorisch ermittelten Nährstoffverhältnisse stimmen nur teilweise mit
den im Untersuchungsgebiet gemessenen Werten überein. So wurden für das Rohrkol-
ben-Schnabelseggenried (siehe VF 12) mittels Bioindikation C/N –Werte zwischen 26 und
33 abgeleitet. Tatsächlich gemessen wurden die Werte 16,8; 20,4 und 35,3. Aufgrund die-
ser hohen Abweichungen wurde bei der Auswertung vorrangig mit Bioindikation nach
Koska et al. (2001)gearbeitet.
Der Grund für diese ungewöhnlich hohen Unterschiede der Meßwerte ist unbekannt. Die
hohen Unterschiede zwischen den gemessenen C/N-Werten treten auch innerhalb der
zwei Probengruppen (Juli 2005 und Januar 2006) auf (siehe Absch. 4.2). Die Werte der pH-
Messungen der zwei Probengruppen hingegen ähneln sich sehr und unterstützen auch
die Ergebnisse der Bioindikation. Die Werte der pH-Messungen liegen für die im Juli 2005
gesammelten Proben zwischen 4,5 und 6,9 die der im Januar 2006 gesammelten zwischen
5,4 und 6,9. Daher wird davon ausgegangen, dass die Jahreszeit, zu welcher die Proben
gesammelt wurden, keinen Einfluss auf deren Qualität hatte.
Das Rozwarowo-Moor ist nach den Messwertergebnissen für pH-Wert und C/N-
Verhältnis (siehe Absch. 5.2) als mesotroph-subneutral einzustufen und wird nach Suc-
cow (2001) als Basen-Zwischenmoor klassifiziert.
Aus hydrogenetischer Sicht handelt es sich um eine Kombination aus einem Verlandungs-
und Versumpfungsmoor, wobei letzteres auf dem Verlandungsmoor bzw. im östlichen
flachgründigen Moorteil aufgewachsen ist (Absch. 6.1.1).
6.2 Bioindikation
6.2.1 Strandastern-Salzbinsen-Rasen (VF 39)
Allein mit Hilfe der Artengruppenzusammensetzung (Koska et al. 2001) war es nicht
möglich den Salzbinsen-Rasen eindeutig der Vegetationsform Strandaster-Salzbinsen-
Rasen zuzuordnen (in Tabelle 5.4: VF (37)/39). Es ist offensichtlich, dass an der Binnen-

Diskussion 47
salzstelle ein topogenes Wasserregime und kein Küstenüberflutungsregime vorherrscht.
Anhand von eigenen Bodenproben wurden C/N-Verhältnisse von 15-17 gemessen, welche
für eine Zuordnung in die Nährkraftstufe „kräftig“ (k) spricht. Die Zugehörigkeit zur Ve-
getationsform 37, dem Sumpfsimsen-Salzbinsen-Rasen mit Nährkraftstufe mittel (C/N 20-
26), kann somit verneint werden.
6.2.2 Nachtschatten-Schilf-Staudenflur (VF 50)
Die Bestimmung der Vegetationsform der Nachtschatten-Schilf-Staudenflur konnte eben-
falls nicht eindeutig durch die Bioindikation erfolgen. Die stellenweise gemessenen C/N-
Werte liegen zwischen 15 und 25 (Median 16,2) und zeigen keine polytrophen Nährstoff-
verhältnisse an. Das Auftreten von Symphytum officinale (AG 86), Myosotis palustris (AG 63)
und Lysimachia thyrsiflora (AG 54) schließen polytrophe Nährstoffverhältnisse aus. (vgl.
Tab. 4-9 in Koska et al. (2001) S. 148). Diese Arten treten jedoch nur mit äußerst geringer
Stetigkeit und Deckung (vgl. Tab. 5.4 und Anhang 7) auf. Auf Grund des häufigen Auftre-
tens der Urtica dioica-Gruppe, welche erhöhte Nährstoffverhältnisse anzeigt, wird vermu-
tet, dass es sich hier um inhomogene Bestände mit einem Übergang von eutrophen zu po-
lytrophen Nährstoffverhältnissen handelt. Es erfolgte somit die Zuordnung zur Nacht-
schatten-Schilf-Staudenflur (polytroph).
6.3 Einfluss der Nährstoffverhältnisse auf die Vegetation
Die C/N-Verhältnisse, welche der Trophiestufeneinteilung nach Succow zugrunde liegen
gingen aus Analysen nach Kjeldahl für Stickstoff und Jackson (Ctot) für Kohlenstoff her-
vor (Succow (1981) und Succow (1988)). Die heute gängige und hier angewandte C/N-
Verhältnisbestimmung nach Dumas führt allgemein zu niedrigeren Werten, da durch
Kjeldahl nur etwa 59 % des Stickstoffes gegenüber Dumas erfasst werden (Bornmann
1975). Vergleicht man die Ergebnisse der C/N-Verhältnisanalyse mit den Ergebnissen der
Vegetationsaufnahmen und Bioindikation, so wird deutlich, dass die Vegetation des
Rozwarowo-Moors der Trophiestufeneingrenzung nach Succow entspricht (siehe Tab.
5.1). 10 % der Werte liegen im oligotrophen Bereich, 47 % im mesotrophen Bereich und
43 % im eutrophen Bereich (Trophiestufen nach Sccow (Succow & Stegmann 2001))( vgl.

48 Diskussion
Abb. 5.2). Erfolgt eine Einordnung nach den Trophiestufengrenzen nach Joosten & Do-
main mdl. (2005) in Kahrmann & Haberl (2005) wonach die Unterschiede der beiden Ana-
lysemethoden durch einen Korrekturfaktor bereinigt werden sollten, lägen 36 % der Ana-
lysewerte im oligotrophen Bereich. Im gesamten Rozwarowo-Moor wurden jedoch keine
Flächen mit oligotrophe Bedingungen anzeigender Vegetation ( z.B. Sphagnum spec.) an-
getroffen. Nur 7 % ( 2 Werte) liegen nach diesen Grenzen im eutrophen Bereich. Es wur-
den jedoch mehrfach Standorte mit Urtica dioica und Calystegia sepium untersucht. Diese
beiden Pflanzenarten weisen auf eutrophe Standortbedingungen hin. Daher werden die
Trophiestufen nach Joosten & Domain (2005, mdl.) für die Beschreibung der Standortver-
hältnisse im Rozwarowo-Moor als ungeeignet betrachtet.
Bezüglich der C/N-Verhältnisse und der pH-Werte zeigten sich keine signifikanten Unter-
schiede (Mann-Whitney-U-Test, siehe Anhang 9 und 10) zwischen den einzelnen VSE.
Gründe dafür sind wahrscheinlich die weite Streuung der C/N-Werte und einige Ex-
tremwerte. So wurden beispielsweise in VSE 2 ein Wert von 40,2 (B15) und in VSE 3 ein
Wert von 48,3 (B2) gemessen (siehe Anhang 11). Solche C/N-Verhältnisse sind nur aus
armen Mooren bekannt und weisen auf oligotroph-saure Bedingungen hin (Succow 2001).
Im Gegensatz dazu wurden jedoch in denselben Proben pH-Werte im subneutralen Be-
reich (6,4 und 6,0) gemessen (Succow 2001). Es ist daher davon auszugehen, dass hier
höchstwahrscheinlich fehlerhafte Messwerte der C/N-Verhältnisse vorliegen. Wodurch
diese Fehler hervorgerufen wurden, ist unbekannt. Vergleiche mit der am jeweiligen
Standort angetroffenen Vegetation, die in diesen VSE auf mesotrophe Standortverhältnis-
se hindeutet, bestätigen diese Annahme. Aufgrund der kleinen Stichprobenmenge war es
nicht möglich, diese Werte bei der statistischen Datenauswertung auszuschließen.
Es wird folglich davon ausgegangen, dass im Untersuchungsgebiet überwiegend me-
sotrophe neben stellenweise auftretenden eu- bis polytrophe Nährstoffverhältnisse vor-
liegen. Unterschiede der Vegetationsdecke werden daher vorrangig auf die Flächenbe-
wirtschaftung zurückgeführt. Dabei stehen Bewirtschaftungsmaßnahmen wie Mahd und
die Regulation der Wasserstände im Vordergrund.

Diskussion 49
6.4 Einflußfaktoren auf die Ansiedlung des Seggenrohrsängers
6.4.1 Vegetation
6.4.1.1 Ableitung der relevanten Vegetationsverhältnisse aus Untersuchungen verschiedener
Seggenrohrsängerbrutgebiete
Allgemein wird das Bruthabitat des Seggenrohrsängers von Schulze-Hagen (1991) als
„weitflächige, homogen strukturierte und überflutete bzw. nasse Fluren, von nicht zu
breitblättrigen Gräsern mit geringer Vegetationsdichte, in < 50 cm Höhe und geringer An-
zahl über dieses Niveau aufragender Strukturen“ beschrieben. Kozulin & Flade (1999) be-
schreiben für Weißrussland mehrere Assoziationen des Magno-Caricion elatae als optimale
Habitatbildner. Hohe Brutdichten wurden hier vor allem in „Seggen-Hypnum-Mooren“
gefunden. Dahingegen werden Flächen mit Phragmites australis eher gemieden. Dies gilt
ebenfalls für die Brutgebiete an der Biebrza in Ostpolen. Hohe Brutdichten wurden hier
hauptsächlich in offenen Seggenrieden beobachtet (Dyrcz & Zdunek (1993) und
Kloskowski & Krogulec (1999)). Andere Untersuchungen ergaben, das homogene Seggen-
und Cladium-riede optimale Bruthabitate für die Seggenrohrsänger bilden (Aquatic Warb-
ler Conservation Team 1999). In Ungarn wurden die höchsten Brutdichten in relativ trok-
kener Sumpf- und Niedermoorvegetation festgestellt (Kovacs & Vegvari 1999).
Die Brutgebiete der Pommerschen Population sind sowohl von Seggen-Süßgras-
Mischvegetation ( NLP „Unteres Odertal“, Wiesen bei Krajnik und NLP „Ujscie Warty“)
als auch von Schilf charakterisiert (NLP „Wolinski“, Rozwarowo-Moor) (Tanneberger et
al. 2005).
Anhand der Beschreibungen der verschiedenen Seggenrohrsänger-Brutgebiete mit ihrer
unterschiedlichen Artenausstattung wird deutlich, dass es für den Seggenrohrsänger we-
nig von Bedeutung zu sein scheint, aus welchen Pflanzenarten die Vegetation in den von
ihm besiedelten Habitaten aufgebaut wird. Vor allem Vegetationsstruktur, Wasserver-
hältnisse und Nahrungsangebot, welches von den ersteren beiden abhängt, spielen bei
der Brutplatzwahl eine Rolle.

50 Diskussion
Dabei lassen sich folgende Gemeinsamkeiten feststellen:
1. Die Vegetation sollte im Jahresverlauf eine Höhe von ca. 1-1,5 m nicht überschrei-
ten.
2. Die Vegetation sollte homogen und für den Seggenrohrsänger übersichtlich sein,
ohne Bäume, Sträucher und hohe Schilfhalme o.ä., die das Hauptniveau der Vege-
tation überragen.
3. Die Vegetation sollte nicht zu dichte Bestände bilden. Seggenrohrsänger müssen
sich innerhalb der Vegetation bewegen können, um Nahrung zu suchen. Für
Schilfbestände werden maximale Halmdichten von 100 Halmen/m² (Kloskowski &
Krogulec 1999) bis zu 200-300 Halmen/m² (Sellin 1989) angegeben. Diese großen
Unterschiede ergeben sich wahrscheinlich aus der Tatsache, dass Schilfbestände,
auch wenn sie homogen aussehen in ihrer Dichte (Halme/m²) sehr variieren kön-
nen, da die Halme ungleichmäßig verteilt sind. Verschieden dichte Schilfbestände
werden vermutlich auch vom Seggenrohrsänger in unterschiedlicher Weise ge-
nutzt. Lockere Bestände werden wahrscheinlich als Singwarte und zur Nahrungs-
suche bevorzugt aufgesucht, wobei in dichtere Beständen Schutz gesucht und Nes-
ter gebaut werden. Eine für den Seggenrohrsänger „optimale“ Schilfdichte gibt es
daher nicht. Wichtig sind hier eher Mittelwert und Spannweite der Halmdichten
(K. Ziarnek mdl.). Im Rozwarowo-Moor liegt die durchschnittliche Schilfhalm-
dichte auf vom Seggenrohrsänger besiedelten Flächen bei 150 Halme/m², die
Spannweite beträgt 40-324 Halme/m² (K. Ziarnek mdl.).
In Abb. 6.3 sind für die einzelnen Kartiereinheiten Deckungsgrad und Höhe der Kraut-
schichten 1 und 2 dargestellt.
Die Schilfbestände der eutrophen Grabenränder und die reinen Schilfbestände (Einheit 1
und 4) zeichnen sich durch eine sehr hohe KS 2 mit hohem Deckungsanteil aus. Durch
den somit verursachten Lichtmangel wächst die untere Krautschicht (KS 1) zwar relativ
hoch auf, nimmt jedoch eine geringe Deckung ein. Diese Bestände sind daher relativ dun-
kel und dicht. Des Weiteren ist der Wasserstand über der GOF relativ hoch, so dass sich
hier wahrscheinlich keine Nistplatzflächen finden (siehe auch Tab. 5.4). Somit stellen sie
keine geeigneten Brutflächen für den Seggenrohrsänger dar.

Diskussion 51
Die niedrige schilffreie Vegetation und die Vegetation der Binnensalzstelle (VSE 6 und 7)
bedecken nur relativ kleine Flächen. Auf der Fläche der Kartiereinheit 6 sind bisher keine
Vorkommen von Seggenrohrsängern bekannt. Eine Ansiedlung wäre aber auf Grund der
strukturell als geeignet erscheinenden Vegetationsdecke möglich. Die Salzwiese (7) wird
im Sommerhalbjahr gemäht und spielt als geeignetes Habitat keine Rolle. Die Schilfbe-
stände mit Thelypteris palustris, Schilfbestände mit hohem Seggenanteil und ungenutzte
Sumpfvegetation ohne Schilf (Einheiten 2, 3 und 5) bieten hingegen fast gegensätzliche
Bedingungen. Die Höhe des Schilfes beträgt hier im Sommer durchschnittlich 1,5 m, die
Höhe der Kräuter 0,8 m. Die relativ hohe Deckung der Krautschicht 1 beträgt durch-
schnittlich 70 %.
Höhe Krautschicht 1 [m]
Deckung Krautschicht 1 [%]
2.0
1.5
1.0
.5
0.0
N =
120
100
80
60
40
20
0
N =
7
1
7
1
29
2
29
2
7
3
14
4
Kartiereinheiten
7
3
14
4
Kartiereinheiten
11
5
11
5
3
6
3
6
2
7
2
7
Höhe Krautschicht 2 [m]
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
.5
0.0
N =
N =
7
1
7
29
2
29
7
3
14
4
Kartiereinheiten
7
14
Kartiereinheiten
Abb. 6.3: Medianwerte der Höhe und Deckung der Vegetation in den einzelnen Kartiereinheiten
Erklärung der Boxplots: Linie im Kasten: Median, Kastenunterkante: 1. Quantil (25%), Kastenoberkante:
3. Quantil (75%), Kastenlänge: Interquantilabstand (IQA), Querlinien: Streuung der
Werte über dem 1. Quantil und unterhalb des 3. Quantils (1,5*IQA), Kreis: Ausreißer, Zahlenangaben
(N): Stichprobenanzahl. Kartiereinheiten: 1. Schilfbestände der eutrophen Grabenränder , 2.
Schilfbestände mit Thelypteris palustris, 3. Schilfbestände mit hohem Seggenanteil, 4. reine Schilfbestände,
5. ungenutzte Sumpfvegetation ohne Schilf, 6. niedrige schilffreie Vegetation, 7. Vegetation
der Binnensalzstelle.
Deckung Krautschicht 2 [%]
120
100
80
60
40
20
0
1
2
3
4
11
5
11
5
3
6
3
6
2
7
2
7

52 Diskussion
Die mäßig hohe Krautschicht 2 (Phragmites australis) läßt genug Licht einfallen, dass sich
eine kräftige Krautschicht 1 entwickeln kann, welche im darauf folgenden Jahr eine Streu-
schicht aus abgestorbenen Pflanzenmaterial bildet, auch wenn das Schilf im Winter ent-
fernt wird. Diese Verhältnisse stellen auf Grund der im Sommer lichten Struktur, günstige
Habitate für den Seggenrohrsänger dar (vgl. Schulze-Hagen (1991) und Leisler (1988))
und können somit als Leitbild für geeignete Seggenrohrsängerhabitate im Rozwaro-
wo-Moor angesehen werden.
6.4.1.2 Vergleich der ornithologischen Kartierung der Jahre 1993 und 2003-2006 mit der
Vegetationskarte des Jahres 2005
In Abb. 6.5 ist die Besiedlung des Rozwarowo-Moors durch den Seggenrohrsänger in ver-
schiedenen Beobachtungsjahren dargestellt. Die Daten der ornithologischen Kartierung
wurden mit den Ergebnissen der Vegetationskartierung 2005 unterlegt. Um die Übertra-
gung der Vegetationsverhältnisse von 2005 auf den Zustand von 1993 zu rechtfertigen,
werden die heutigen Vegetationsverhältnisse im Rozwarowo-Moor mit einer groben Be-
schreibung der Vegetation im Jahre 1993 (Czeraszkiewicz 1993) verglichen. Die Vegetati-
onsausstattung blieb im Vergleich der Jahre 1993 und 2005 abgesehen von zwei Ausnah-
men relativ konstant. So lag der Anteil von Schilf auf der Fläche B (siehe Abb. 6.4) zwi-
schen den beiden mineralischen Inseln 1993 bei 30 % (Czeraszkiewicz 1993). Auf zwei Flä-
chen im östlichen Moorgebiet ist eine deutliche Zunahme von Phragmites australis zu ver-
zeichnen. Noch heute sind dort viele Sauergräser (1993: 60 %) im Unterwuchs vertreten,
der Anteil an Phragmites australis liegt jedoch heute bei mindestens 60 %. Da jedoch die
Vegetationshöhe von (Czeraszkiewicz 1993) auf dieser Fläche mit 120 cm angegeben wur-
de, kann davon ausgegangen werden, dass es sich hier um hoch- und dichtwüchsige Seg-
gen wie z.B. Carex acutiformis gehandelt haben muss, die auch heute noch häufig an den
Grabenrändern vorkommt.
Die physiognomischen Merkmale der Vegetationsdecke sollten deshalb den heutigen ähn-
lich gewesen sein. Auch auf der kleineren Fläche war der Seggenbestand im Jahr 1993 mit
70 % laut (Czeraszkiewicz 1993) höher als im Jahr 2005 mit ca. 30 %. Die Höhe der Vegeta-
tion betrug nur 30-60 cm (2005 ca. 12 cm). Diese Fläche ist jedoch relativ klein und wurde
in Sommer 2005 teilweise gemäht, so dass sie hier vernachlässigt wird. Die momentan

Diskussion 53
vom Seggenrohrsänger besiedelten Flächen (siehe Abb. 6.5), welche überwiegend westlich
der Grzybnica liegen, waren jedoch schon 1993 überwiegend von Schilf geprägt (1993:
90 %) (Czeraszkiewicz 1993). Der nordwestliche Teil des Untersuchungsgebietes wurde
1993 nicht beschrieben (Fläche C) (alle besprochenen Flächen: siehe Abb. 6.4).
Auffallend ist der Wechsel der Besiedlung von den nordöstlich gelegenen Seggenrieden
im Jahr 1993 zu den von Phragmites australis dominierten südwestlichen Flächen in den
Jahren 2003-2006. Während 1993 die Seggenrohrsänger Flächen besiedelten, die heute in
drei verschiedene Vegetationsstruktureinheiten (VSE 2, 3 und 5) aufgeteilt sind, konzent-
rieren sich die Vorkommen heute auf Schilfbestände mit Thelypteris palustris (VSE 2) und
Schilfbestände mit hohem Seggenanteil (VSE 3). Diese Entwicklung ist sehr wahrschein-
lich auf den von den Eigentümer verursachten hohen Wasserstau auf den Flächen und
der somit verbundenen die Förderung von Phragmites australis zurückzuführen. Für die
Aufgabe der Brut in den Seggenrieden und eine aktuelle ausschließliche Brut in schilfdo-
minierten Flächen des Rozwarowo-Moors gibt es wahrscheinlich mehrere Ursachen:
1. Wasserstandsregulation im Gebiet: Auf der Ostseite des Moores wird das Wasser
in Frühjahr sehr hoch angestaut (ca. >20 cm über der GOF), darüber hinaus sind
die bewirtschafteten Flächen, im Gegensatz zu den Flächen auf der Westseite nicht
vollständig eingedeicht. So kann bei Meeresspiegelschwankungen der Ostsee zu-
sätzlich Brackwasser aus dem Camminer Bodden über die Grzybnica in die Flä-
chen eindringen.
Abb. 6.4: Karte der Vegetationsstruktureinheiten
(2005) mit Seggenrohrsängernachweisen
(sM) (1993). Die Ellipsen
markieren die im Text
besprochenen Flächen
(Abschnitt 6.4.1.2)
(Legende siehe Abb. 6.5,
Kartengrundlage: (Symon
1990))
1993
C
A
B
1 Kilometer

54 Diskussion
Die eingedeichten Flächen auf der Westseite zeichnen sich hingegen durch sehr
konstante und niedrigere Wasserstände (ca. 0 bis 15 cm über der GOF) aus. Sie
werden momentan als besonders geeignete Bruthabitate eingeschätzt und wurden
in den letzten Jahren vom Seggenrohrsänger bevorzugt aufgesucht.
2. Verbuschung: Auf der Ostseite des Moores, östlich des nord-südlich verlaufenden
Grabens, befinden sich größere Flächen schilffreier Seggenriede, welche nicht ge-
nutzt werden. Das stellenweise Aufwachsen von Erlen und Weidengebüschen ist
die Folge. Diese dadurch stark strukturierten inhomogenen Gebüsche und Röh-
richtbestände entsprechen nicht mehr der Habitatpräferenz des Seggenrohrsän-
gers.
3. mögliche Nutzungsaufgabe: Es ist möglich, dass eine Veränderung der Vegetati-
onsstruktur der Seggenriede nach einer Aufgabe extensiver Nutzung (möglicher-
weise Mahd oder Beweidung) stattgefunden hat. Da über die Nutzung des Unter-
suchungsgebietes zwischen 1945 und 1989 so gut wie nichts bekannt ist, kann dies
jedoch nur eine Vermutung bleiben.
Ein Wechsel des Brutgebietes aus ähnlichen Gründen ist auch aus dem NLP „Unteres O-
dertal“ bekannt. Hier wurden in den 1990iger Jahren Süßgrasbestände (Knickfuchs-
schwanzgesellschaften) Schlankseggenrieden (Carex acuta) vorgezogen (Bellebaum & Just
2003; Tanneberger et al. 2006). Als Ursache wird die Nutzungsaufgabe (Mahd) auf den
von Seggen dominierten Flächen angegeben, infolgedessen die Vegetation stetig höher
und dichter aufwächst.
2006 wurde erstmals nach 1993 wieder verstärkt die Osthälfte des Rozwarowo-Moors
vom Seggenrohrsänger besiedelt. Dabei beschränkt sich die Ansiedlung streng auf Flä-
chen der Kartiereinheiten 2 und 3. Diese positive Entwicklung zeigt, dass geeignete Habi-
tate angenommen werden. Eine Sicherung des gegenwärtigen Zustands der Flächen ist
daher unbedingt nötig, um die gegenwärtige Population zu stabilisieren. Weiterhin könn-
te eine Ausweitung der als Leitbild angesehenen Standortverhältnisse der Kartiereinhei-
ten 2 und 3 zu deren Anwachsen beitragen.

Diskussion 55
1993 2003
2004
2006
1 Kilometer
Abb. 6.5: Vorkommen von Seggenrohrsängern in den Jahren 1993 und 2003-2006 auf der Vegetationskarte
6.4.2 Anforderungen vom Juli 2005 dargestellt. an den Wasserstand
(Kartengrundlage: (Symon 1990))
2005
Seggenrohrsänger (sM)
Schilfbestände der eutrophen Grabenränder (VSE 1)
Schilfbestände mit Thelypteris palustris (VSE 2)
Schilfbestände mit Thelypteris palustris und Myrica gale (VSE 2)
Schilfbestände mit hohem Seggenanteil (VSE 3)
reine Schilfbestände (VSE 4)
ungenutzte Sumpfvegetation ohne Schilf (VSE 5)
niedrige schilffreie Vegetation mit hohem
Anteil an Myrica gale (VSE 6)
Vegetation der Binnensalzstelle (VSE 7)
Vegetation der Gräben (VSE 8)
Weidengebüsch
Erlengebüsch
gestörte Flächen
häufig wechselnde Einheiten, schwer begehbare Flächen, daher
keine genaue Kartierung möglich

56 Diskussion
In Weißrussland wurden die höchsten Dichten von Seggenrohrsängern (sM) in Mooren
mit einem relativ konstanten Wasserstand (Fluktuationen < 20 cm) an der GOF angetrof-
fen (Kozulin & Flade 1999). Aus Ungarn sind im Gegensatz dazu auch Brutvorkommen
auf trockenem Grasland bekannt, zudem ist in extrem trockenen Jahren (1992-1994) ein
Populationszuwachs verzeichnet worden (Kovacs & Vegvari 1999). Zu hoch überflutete
Flächen werden vom Seggenrohrsänger nicht besiedelt. Das Weibchen baut sein Nest
entweder auf Seggenbulten oder direkt auf den Erdboden (Schulze-Hagen 1991). Sind in
einer seggenärmeren Vegetation wie in großen Teilen des Rozwarowo-Moores keine Bulte
oder andere den Wasserspiegel überragende Strukturen vorhanden, zum Beispiel abge-
storbene Pflanzenreste, können bei hohem Wasserstand keine Nester angelegt werden.
Im Rozwarowo-Moor werden für die Ansiedlung des Seggenrohrsängers Wasserstände
von bis zu 10 cm über der GOF (Mai) (M. Dylawerski mdl.) als günstig eingeschätzt. Auch
im weißrussischen Brutgebiet „Sporovskiy“ fand man die höchste Dichte an sM auf Flä-
chen mit einem Wasserstand von 0 – 10 cm über der GOF (Kozulin et al. 2004). Diese kön-
nen daher aus hydrologischer Sicht als Leitbild für die Entwicklung geeigneter Seggen-
rohrsängerhabitate gelten.
Derartigen Bedingungen werden im Rozwarowo-Moor vor allem auf Flächen der Vegeta-
tionsstruktureinheiten 2 und 3 (Schilfbestände mit Thelypteris palustris und Schilfbestände
mit hohem Seggenanteil) auf der Westseite des Moores vorgefunden. Im Frühjahr steht
das Wasser bis zu 15 cm in der Fläche, in den Sommermonaten hingegen sinkt der Was-
serstand stellenweise unter die GOF. Im Gegensatz dazu wird auf der Ostseite auch in
den Sommermonaten ein Überstau der Schilfflächen mit Thelypteris palustris durch das
Einstauen der Wołczenica beibehalten.

Diskussion 57
6.5 Einfluß der Rohrwerbung auf die Entwicklung der Flächen
Der Verkauf der Moorflächen 1994 an private Schilfbauern wurde von polnischen Natur-
schützern überwiegend negativ aufgefasst. Sie befürchteten einen tiefgreifenden Umbau
der Flächen und damit den Verlust der Seggenrohrsängerhabitate. Durch großflächigen
Wassereinstau wurde die Ausbreitung von Phragmites australis von den Schilfbauern stark
gefördert. In den 90er Jahren waren ca. 25 % der Flächen mit Schilf bewachsen (OTOP
2005), heute sind es dagegen 80-90 %. Tatsächlich sank der Bestand der Seggenrohrsän-
gerpopulation nach Beginn der kommerziellen Rohrmahd scheinbar um die Hälfte (Abb.
3.5). Bewiesen ist diese Annahme jedoch nicht, da während des Beobachtungszeitraumes
von 1991 bis 2006 der Bestand von verschiedenen Personen erfaßt wurde (F. Tanneberger
mdl.) (siehe Absch. 3.7).
Rohr wird im Winter von ca. November bis Anfang April geworben. Im Frühjahr und
Sommer, also zur Brutzeit des Seggenrohrsängers findet so gut wie keine Störung im Ge-
biet statt. Unterhaltungsmaßnahmen der Gräben und Wege beschränken sich auf punktu-
elle, kurzzeitige Lärmstörungen durch Bagger. In dieser Hinsicht ist die Nutzung des
Moorgebietes auf einen Zeitraum konzentriert, in dem sich der Seggenrohrsänger in den
Überwinterungsgebieten aufhält.
Abb. 6.6: Schilfmahd im
Januar 2006 in Rozwarowo
Das Bild zeigt eine mit fünf
Personen betriebene Erntemaschine.
(Foto: Franziska Tanneberger,
Jan. 2006).

58 Diskussion
Auch hinsichtlich der Nährstoffverhältnisse ergänzen sich die Interessen der Schilfbauern
und Naturschützer: Durch die Mahd werden dem Gebiet regelmäßig geringe Mengen von
Nährstoffen entzogen. Bei Nährstoffgehalten von 0,21-0,47 % Stickstoff, 0,01-0,05 % Phos-
phor und 0,12-0,37 % Kalium in der Halmtrockenmasse (November/Dezember) (Sieghardt
& Maier 1985) können dem Moor pro geerntete Tonne Schilftrockenmasse 2,1 -4,7 kg
Stickstoff, 0,1-0,5 kg Phosphor und 1,2-3,7 kg Kalium entzogen werden. Auf diese Weise
entwickeln sich langsam Standorte mit mesotrophen Nährstoffverhältnissen, auf welchen
überwiegend das sogenannte „first class reed“ wächst.
Abb. 6.7: Vergleich von „first class reed“ und „second class reed”
links: Vergleich von Halmdurchmessern. oben: „first class reed“. links unten: „second class reed“.
rechts: Vergleich von Schilfhalmen. Im Gegensatz zu den äußeren („first class“) geradewüchsigen
kurzen Halmen ist der mittlere („second class“) länger, jedoch von kantig ungeradem Wuchs und
weniger stabil.

Diskussion 59
Stabiles, dünnes und relativ kurzes Schilf (first class reed) wird gegenüber sehr langem,
brüchigem Schilf mit großem Halmdurchmesser und in sich schiefen Wuchs (second class
reed) in Rozwarowo für die Dachdeckerei bevorzugt und wird vor allem an Giebeln und
Fensterpartien verwandt (vgl. Abb. 6.7). Dachpartien dieses „first class reed“ zeichnen
sich durch eine längere Haltbarkeit aus. Sie sind stabiler und weniger wasserdurchlässig.
Durch das Entfernen der abgestorbenen Schilfhalme ist die Vegetation im Frühjahr sehr
niedrig und homogen, neben Schilf wächst auch eine kräftige Krautschicht, diese Struktu-
ren werden vom Seggenrohrsänger bevorzugt.
Dahingegen werden Verbuschung und inhomogene Vegetation vom Seggenrohrsänger
gemieden. Durch die Schilfmahd wird das Aufwachsen von Gehölzen weitgehend unter-
drückt. Darüber hinaus werden Gehölzinseln und an den Moorrändern stockender Er-
lenwald zur Vergrößerung der Schilfanbaufläche entfernt.
Allein hinsichtlich der Feuchtigkeitsverhältnisse treten divergierende Interessen auf. Für
das Schilfwachstum sind ganzjährig Flachwasserverhältnisse günstig (Wasserstand über
der GOF 10-25 cm). So hoch überstaute Flächen werden vom Seggenrohrsänger nicht be-
siedelt. Da die Wasserstände im Gelände der Schilfplantagen über Gewässereinstau sowie
Gräben und Deiche geregelt sind, könnten hier entsprechende Maßnahmen auch im Zuge
des EU-LIFE-Projektes zum Schutz des Seggenrohrsängers ergriffen werden.
Tab. 6.1: Vergleich der „Interessen“ von Schilfbauern und Seggenrohrsänger im Untersuchungsgebiet.
(+ = positiv, - = negativ, (-) = zum Teil negativ
Schilfbauer Seggenrohrsänger
Schilfbestand < 1 m - +
Schilfbestand 1 - 1,5 m + +
Schilfbestand 1,5 - 2 m + ( - )
Schilfbestand > 2 m - -
Unterwuchs (Kräuter) (-) +
Wintermahd + +
mesotrophe Nährstoffverhältnisse + +
Wasserstand > 10 cm + -
Gehölzaufwuchs - -

60 Diskussion
6.6 Schutzmaßnahmen im Rozwarowo-Moor
Das Ziel des von 2005 bis 2010 laufenden EU-LIFE Projekts “Conserving Acrocephalus pa-
ludicola in Poland and Germany” (kurz: AW LIFE project) ist es, eine Basis für die Be-
standssicherung und das Wiederanwachsen der Seggenrohrsängerpopulationen in Polen
und Deutschland zu schaffen. Dafür sollen 1500 ha neue potentielle Seggenrohrsängerha-
bitate geschaffen und 1500 ha bestehende Habitate optimiert werden. Für die Langzeitsi-
cherung dieser sollten kostendeckende Methoden der Flächennutzung und Pflege entwi-
ckelt werden (OTOP 2005).
Um diese Ziele zu erreichen wurden aus verschiedenen Brutgebieten neun Projektflächen
ausgewählt. Entsprechend der Ausstattung der Habitate wurde eine Vielzahl von Metho-
den des Lebensraummanagements durchgeführt und durch ein paralleles Monitoring der
Habitatschlüsselfaktoren und Brutzahlen bewertet, um für jedes Habitat die am besten
geeignete Methode des Habitatmanagements zu finden (OTOP 2005). Das Rozwarowo-
Moor ist eines dieser Projekthabitate. Hier wird auf Versuchsflächen der Einfluss von
Winter- und Sommermahd untersucht. Die Auswirkungen werden anhand der sich ein-
stellenden Vegetationsstruktur, hydrologischer Verhältnisse, Nahrungsangebot und
schließlich der Brutzahlen überprüft. Das EU-LIFE Projekt legt ein besonderes Augen-
merk auf die Einrichtung eines kostendeckenden Habitatmanagements. Dieses ist unter
den derzeitigen Besitzverhältnissen nur durch eine im Winter stattfindende Schilfmahd
möglich. Daher wird an dieser Stelle die Option der flächendeckenden Sommermahd als
nicht praktikabel bewertet.
Die Rohrwerberei stellt in der Region einen wichtigen Wirtschaftsfaktor dar, welcher viele
Arbeitsplätze schafft. Um den Seggenrohrsänger im Rozwarowo-Moor dauerhaft zu
schützen, wird es nötig sein, die Interessen der Rohrwerber und des Naturschutzes noch
stärker zu vereinen.
In Abb. 6.8 sind die aktuell durch den Seggenrohrsänger besiedelten Moorflächen darge-
stellt. Weitere Moorflächen werden auf Grund ihrer Vegetationsstruktur als derzeit po-
tenzielle Habitate angesehen, sind aber derzeit vom Seggenrohrsänger nicht besiedelt.

Diskussion 61
Wie in Abschnitt 6.5 dargestellt sind die Habitate des Seggenrohrsängers vor allem durch
den hohen Wassereinstau im Gebiet bedroht. Eine Intensivierung dieser Praxis ist in Zu-
kunft zur Produktionssteigerung zu erwarten und könnte zwei negative Folgen haben:
1. Durch den stetig hohen Wasserstand gehen Nistplatzmöglichkeiten verloren
und die besiedelbare Fläche verkleinert sich.
2. Durch das so geförderte Schilfwachstum bildet sich keine Krautschicht mehr und
die lockere zweistufige Vegetationsstruktur der jetzigen Habitate geht verloren.
Abb. 6.8: Aktuelle und potenzielle Seggenrohrsängerhabitate im Rozwarowo-Moor
Kartengrundlage: (Symon 1990).

62 Diskussion
Seitens der Landbesitzer besteht ein großes Interesses am Schutz des Seggenrohrsängers.
So wurden beispielweise an mehreren Stellen Beobachtungstürme errichtet und die Na-
turschutzarbeit im Rozwarowo-Moor jederzeit bereitwillig unterstützt. Daher besteht
große Hoffnung, dass sich die Interessen von Rohrwerbern und Seggenrohrsängerschüt-
zern auch in Zukunft vereinen lassen.
Zum Erhalt und zur Vergrößerung von geeigneten Brutflächen werden folgende Maß-
nahmen empfohlen:
1. Die im Rozwarowo-Moor vorherrschenden mesotrophen Nährstoffverhält-
nisse, als Voraussetzung für die Entwicklung einer kräftigen Krautschicht
neben Phragmites australis müssen erhalten bleiben. Daher sollten Mög-
lichkeiten erdacht werden, wie eine mögliche, schleichende Eutrophierung
des Rozwarowo-Moors durch die unmittelbar angrenzenden landwirt-
schaftlich genutzten Flächen und die Grzybnica vermieden werden kann.
2. Die Schilfmahd sollte bewahrt werden, um das Aufwachsen von Gehölzen
im Moor zu verhindern. Darüber hinaus wird durch die Entfernung der
abgestorbenen Schilfhalme für eine homogene und niedrige Vegetations-
struktur im Frühjahr gesorgt. Die Schilfmahd stellt eine kostendeckende
Form der Flächenpflege im Rozwarowo-Moor dar.
3. Die aktuell vom Seggenrohrsänger besiedelten Flächen (siehe Abb. 6.10)
müssen als Habitate erhalten werden. Dafür muss auch in Zukunft auf ei-
nen übermäßigen Wassereinstau ( > 10 cm, April-Juli) verzichtet werden.
4. In den auf Grund ihrer vorhandenen Vegetationsstruktur als potenzielle
Seggenrohrsängerhabitate gekennzeichneten Flächen (siehe Abb. 6.10)
müssen die Wasserstände auf 0-10 cm (April-Juli) abgesenkt werden.
Um daraus resultierende mögliche Produktionsrückgänge der Rohrwerber zu entschädi-
gen, könnten Baumgruppen und kleinere Erlenwaldbestände im Moor beseitigt werden,
um die Schilfanbaufläche insgesamt zu vergrößern, wie es auch im EU-LIFE-Projekt vor-
gesehen ist.

Zusammenfassung 63
7 Zusammenfassung
Der Seggenrohrsänger (Acrocephalus paludicola) galt in Europa noch Anfang des 20. Jahr-
hunderts als häufiger Vogel der Niedermoore. Mit der großflächigen Zerstörung seines
Lebensraumes durch Entwässerung und Intensivierung der Landwirtschaft kam es Mitte
des 20. Jh. zu einer dramatischen Bestandsabnahme. Heute gilt der Seggenrohrsänger als
global bedroht (Aquatic Warbler Conservation Team 1999).
Das in dieser Diplomarbeit untersuchte Rozwarowo-Moor beherbergt fast 50 % des Ge-
samtbestandes der stark gefährdeten Pommerschen Seggenrohrsänger-Population. Sie
stellt wahrscheinlich den Rest einer ehemals großen (> zehntausend Individuen) genetisch
isolierten westlichen Population dar und sank zwischen 1996 und 2006 um rund zwei
Drittel, von 250 auf 80 singende Männchen. 2006 wurden im Rozwarowo-Moor 37 sM ge-
zählt.
Das Moor wurde in der Vergangenheit extensiv landwirtschaftlich (Mahd, Beweidung)
und zur Torfgewinnung genutzt. Trotz vorhandener Pläne ist es nie zu einer Entwässe-
rung und Urbarmachung des Moores gekommen. Seit 1989 wird auf einem Großteil der
Flächen Rohr für die Dachdeckerei geworben. Seit der EU-Erweiterung 2004 ist das Moor
FFH-Gebiet.
Die zentrale Fragestellung dieser Arbeit war:
Ist die Rohrwerberei mit dem Schutz des Seggenrohrsängers vereinbar und welche Maß-
nahmen müssen dafür ergriffen werden?
Im Juli 2005 wurden im zentralen Teil des Moores Stratigraphie, abiotische Standortver-
hältnisse und Vegetation untersucht, um Moorgenese und -eigenschaften sowie die Eig-
nung der Flächen als Seggenrohrsängerhabitat zu erfassen. Dafür wurden 16 Torfkerne
untersucht, von 29 Oberbodenproben wurden C/N-Verhältnis und pH-Wert bestimmt.
Die Vegetation wurde mit Hilfe von 77 Vegetationsaufnahmen beschrieben. Die Daten

64 Zusammenfassung
wurden mit multivariater Statistik (DCA) auf Zusammenhänge zwischen Vegetation und
abiotischen Standortverhältnissen geprüft.
Die Torfbildung in dem in einem Gletscherzungenbecken gelegenen mesotroph-
subneutralen Verlandungs- bzw. Versumpfungsmoor begann wahrscheinlich vor ca.
10.000 Jahren. Die der untersten Torfschicht folgende, mehrere Meter mächtige Mudde-
schicht weist auf die Litorinatransgression und eine lange Gewässerphase des Untersu-
chungsgebietes hin. Die jüngsten Torfschichten wurden aus Schilf gebildet.
Für das Untersuchungsgebiet wurde eine Vegetationskarte an Hand von acht Vegetati-
onsstruktureinheiten (VSE) erstellt. Die Unterschiede zwischen den Vegetationsstruktur-
einheiten sind nicht mit Hilfe der gemessenen Wasserstände, C/N- und pH-Werte auf a-
biotische Standortsunterschiede zurückzuführen, sie beruhen vielmehr auf floristischen
und physiognomischen Kriterien.
Für den Seggenrohrsänger stellen die Kartiereinheiten „Schilfbestände mit Thelypteris pa-
lustris“ (VSE 2) und „Schilfbestände mit hohem Seggenanteil“ (VSE 3) geeignete Bruthabi-
tate dar. Kombiniert mit Frühjahrswasserständen von bis zu 10 cm über der Geländeober-
fläche können sie als Leitbild für Seggenrohrsängerlebensräume im Rozwarowo-Moor
gelten.
Die Rohrwerbung stellt eine wirtschaftliche Form der Flächenpflege für den Erhalt des
Seggenrohrsängers in Rozwarowo dar. Die Frage nach der Vereinbarkeit von Rohrwer-
bung und Seggenrohrsängerschutz ist daher zu bejahen. Durch die regelmäßige Schilf-
mahd werden den Flächen Nährstoffe entzogen und Gehölzaufwuchs verhindert. Durch
das Entfernen des Altschilfes bildet sich im Frühjahr eine niedrige homogene Vegetati-
onsstruktur. Andererseits wirkt sich die von den Schilfbauern praktizierte Wasserwirt-
schaft eher negativ aus.

Zusammenfassung 65
Um die Funktion des Gebietes als Schilfanbaugebiet und als Lebensraum für den Seggen-
rohrsänger zu vereinen, wurden folgende Vorschläge für die Flächenbewirtschaftung
formuliert:
1. Eine mögliche, schleichende Eutrophierung des Rozwarowo-Moors durch die un-
mittelbar angrenzenden landwirtschaftlich genutzten Flächen und die Grzybnica
muss muss vermieden werden.
2. Die Schilfmahd sollte zum Erhalt der homogenen und niedrigen Vegetationsstruk-
tur im Frühjahr bewahrt werden und um das Aufwachsen von Gehölzen im Moor
zu verhindern.
3. Auch in Zukunft muss auf einen übermäßigen Wassereinstau ( > 10 cm, April-Juli)
in den aktuell vom Seggenrohrsänger besiedelten Schilfbeständen verzichtet wer-
den.
4. Auf Flächen, die potenziell als Seggenrohrsänger-Habitate geeignet sind (siehe
Abb. 6.8) müssen die Wasserstände auf 0-10 cm (April-Juli) abgesenkt werden.

66 Summary
8 Summary
Until the end of the 19 th century the Aquatic Warbler (Acrocephalus paludicola) used to be a
common species of the European peatlands. In the 20 th century the population declined
dramatically due to extensive destruction of its wildlife habitat (drainage and intensifica-
tion of agriculture). Today it is globally threatened. Last breeding grounds are found in
Belarus, Germany, Hungary, Latvia, Lithuania, Poland, Russia and Ukraine. The global
population is estimated at around 12,000-20,500 singing males (Aquatic Warbler Conser-
vation Team 2006a). The smallest and most endangered population is the West-
Pommeranian. It is believed to constitute the last part of a huge Western population (over
10,000 individuals) and to be genetically separated from all other known Aquatic Warbler
populations (Giessing 2002). Between 1996 and 2006 it decreased from approx. 250 to 80
singing males.
The present study concentrates on the Aquatic Warbler breeding site “Rozwarowo-mire“
in Poland, a 1600 ha sized peatland that shelters nearly 50 % of the West-Pommeranian
population. In 2006, 37 singing males were counted in the Rozwarowo area.
In the past, the peatland had been used for grazing, mowing and peat production pur-
poses. It had never been drained, despite previous plans to do so (Dreyer 1913). Since
1989 extensive winter reed-cutting has taken place. The Reed (Phragmites australis) consti-
tutes a typical local vegetation widely used for thatches. In 2004, along with the enlarge-
ment of the European Union (EU), the peatland was pronounced a NATURA 2000 site.
Starting from the above facts this study attempts to answer the following questions:
1. Is it possible to combine both economically useful reed-cutting and desirable
Aquatic Warbler protection in the Rozwarowo area?
2. What measures can be taken to pave the way to possible results?
I started to look at the stratigraphy, the abiotic habitat characteristics and the vege-
tation of the central portion of the peatland in July 2005 for the purpose of under-

Summary 67
standing its genesis, characteristics and suitability as an Aquatic Warbler breeding
site.
Stratigraphy was studied on the basis of 16 peat cores. C/N-ratios and pH-values were de-
termined for 29 soil samples. 77 vegetation relevés were carried out. The data were ana-
lysed by multivariate statistics (Detrended Correspondence Analyse (DCA)) for detection
of interdependencies between vegetation and site conditions.
10,000 years ago peat accumulation started in the glacial basin. The oldest peat layers (ba-
sis peat) consist of mosses, Alnus glutinosa wood, sedges or reed. According to Berg (2005),
the fairly thick layer of peat clay that follows would indicate an extend period of open wa-
ter conditions due to the influence of the Litorina Transgression (6245+/-35 before pre-
sent). The youngest peat layers are predominantly composed of reed.
A vegetation map was generated based on 8 “Vegetationsstruktureinheiten” (VSE), which
can be translated as “vegetation structure units”. The VSEs differ depending on the
physiognomic and structural characteristics within the vegetation. The different abiotic
habitat characteristics found among the units distinguished could not be verified statisti-
cally.
The characteristics of the vegetation units “reed areas with Thelypteris palustris” (VSE 2)
and “reed areas with a high proportion of sedges” (VSE 3) describe a homogenous vegeta-
tion, dominated by reed of loose growing, with 1,8 m maximum height and a developed
herb layer under the reed. These conditions along with an approx. 10 cm water level
above soil surface, may constitute a model for an optimal Aquatic Warbler habitat in the
Rozwarowo-mire.
Reed cutting is a major economic factor in the Rozwarowo region. At the same time, it al-
lows to maintain the Aquatic Warbler breeding sites in a cost-effective manner. On the
one hand, reed-cutting withdraws nutrients from the sites, prevents shrubs and trees from
spreading and helps create a homogenous vegetation structure in spring. On the other

68 Summary
hand, current water management as practiced by the landowners (creation of excessive
water levels in spring for reed growing enhancement) may have a negative impact on
Aquatic Warbler breeding numbers.
In order to combine both economic interests of landowners and the protection of Aquatic
Warbler breeding sites, three recommendations are derived from the findings presented
above:
1. Favourable vegetation conditions for Aquatic Warbler breeding grounds depend
on mesotrophic habitat environments. All ongoing or future eutrophication in the
Rozwarowo-mire should be avoided for protection and improvement of the cur-
rent habitat conditions.
2. Reed cutting prevents the spreading of shrubs and trees and helps to create a low
and homogenous vegetation structure in spring. It ought to be maintained on ac-
count of its ecological desirable impact on the habitat sites.
3. Water level during spring-time should be maintained or lowered to approx. 10 cm
above soil surface in both, currently by the Aquatic Warbler used sites and poten-
tial habitat sites.

Literatur 69
9 Literaturverzeichnis
AG Boden 1996. Bodenkundliche Kartieranleitung. Stuttgart: Schweitzerbartʹsche Verlagsbuchhandlung.
392 S.
Aquatic Warbler Conservation Team 1999. World population, trends and conservation
status of the Aquatic Warbler Acrocephalus paludicola. Vogelwelt 65-85.
Aquatic Warbler Conservation Team 2003. Action Plan Concerning Conservation Measures
for the Aquatic Warbler Acrocephalus paludicola. Minsk:
http://www.aquaticwarbler.net/actionplan.htm.
Aquatic Warbler Conservation Team 2005. Information about the global status and distribution.
http://www.aquaticwarbler.net/situation.htm.
Aquatic Warbler Conservation Team 2006a. Download von
http://www.aquaticwarbler.net/index.html am 18.10.2006.
Aquatic Warbler Conservation Team 2006b. Download von
http://www.aquaticwarbler.net/news/ekologia2010.html am 20.11.2006.
Bellebaum, J. & Just, P. 2003. Analyse der Habitatansprüche des Seggenrohrsängers im
Unteren Odertal zur Pflege und Entwicklung von Brutgebieten. Brodersdorf und
Göttingen. 43 S.
Berg, J. 2005. Räumlich-zeitliche Entwicklung des Unteren Ueckertalmoores bei Ueckermünde.
Diplomarbeit. Ernst-Moritz-Arndt Universität. Institut für Botanik und
Landschaftsökologie. 85 S.
Binot & et al. 2006. Rote Liste gefährdeter Tiere Deutschlands-Register.
http://www.bfn.de/fileadmin/MDB/documents/RoteListeTiere.pdf: BfN.
BirdLife International . Acrocephalus paludicola. 2006 IUCN Red List of Threatened Species
. 2004a. IUCN 2006.
BirdLife International 2004b. Birds in Europe - Population Estimates, Trends and Conservation
Status. Birdlife Conservation Series. 374 S.
Bornmann, P. 1975. Stickstoffbestimmungsmethoden in Abhängigkeit vom Molekülaufbau.
Zitiert in Tanneberger & Hahne (2003).
Czeraszkiewicz, R. 1993. Liczenie Wodniczki (Acrocephalus paludicola) na Pomorzu zahodnim
w sezonie legowym 1993. Szczecin: OTOP.
Dierschke, H. 1994. Pflanzensoziologie. Stuttgart: Ulmer. 683 S.
Dreyer, J. 1913. Die Moore Pommerns, ihre geographische Bedingtheit und wirtschaftsgeographische
Bedeutung. Greifswald. 319 S.

70 Literatur
Duphorn, K., Kliewe, H., Niedermeyer, R.-O., Janke, W. & Werner, K. 1995. Die deutsche
Ostseeküste. Berlin, Stuttgart: Gebrüder Borntraeger. 281 S.
Dyrcz, A. & Zdunek, W. 1993. Breeding ecology of the Aquatic warbler Acrocephalus
paludicola on the Bierbza marshes, NE Poland. Ibis 135: 181-189.
Frahm, J.-P. & Frey, W. 1992. Moosflora. Stuttgart: UTB-Verlag.
Frey, W. & Lösch, R. 1998. Lehrbuch der Geobotanik. Stuttgard, Jena, Lübeck, Ulm: Gustav
Fischer Verlag. 436 S.
Giessing, B. 2002. Viele Väter für eine Brut – vorteilhaft oder unausweichlich für das
Weibchen? Zum Paarungssystem und zur Populationsgenetik des Seggenrohrsängers
(Acrocephalus paludicola). Dissertation Universität Köln. 160 S.
Graf von Flemming-Benz, H. 1970. Der Kreis Cammin. Ein pommersches Heimatbuch.
Würzburg: Holzner Verlag. 539 S.
Heise, G. 1974. Der Seggenrohrsänger- eine vom Ausstreben bedrohte Art. Der Falke 21:
6-11.
Hoffmann, J. 1679. Das Herzugtum Pommern wie es teils der Krone Schweden, teils
Kurbrandenburg zugehörig. Nürnberg, Sanson.
Jablonski, P. 2004. The conservation of the Aquatic Warbler in Pomerania/Western Poland
2004. Teil II - Monitoring. Warschau: Unveröffentlichter Bericht. 26 S.
Jäger, E. & Werner, K. 2002. Rothmaler, Exkursionsflora von Deutschland. Heidelberg,
Berlin: Spektrum Akademischer Verlag. ) 948 S.
Janke, W. 1996. Eustasie und Isostasie und ihre Auswirkungen auf den Meeresspiegel. In
Lozan, J. L., Lampe, R., Matthäus, W., Rachor, E. & Rumohr, H. v. W. H. (Hrsg)
Warnsignale aus der Ostsee: Wissenschaftliche Fakten (S. 30-35). Berlin: Parey
Buchverlag.
Joosten, H. & Succow, M. 2001. Hydogenetische Moortypen. In Succow, M. & Joosten, H.
(Hrsg.) Landschaftsökologische Moorkunde (S. 234-240). Stuttgart: Schweitzerbartʹsche
Verlagsbuchhandlung.
Kahrmann, M. & Haberl, A. 2005. Imnati - Ein Regendurchströmungsmoor? Moorkundliche
Untersuchungen in der Kolchis (Georgien). Diplomarbeit. Ernst-Moritz-
Arndt Universität. Institut für Botanik und Landschaftsökologie. 101 S.
Königl.Preuss.Landes-Aufnahme 1886.(1888).
Kloskowski, J. & Krogulec, J. 1999. Habitat selection of Aquatic Warbler Acrocephalus paludicola
in Poland: consequences for conservation of the breeding areas. Vogelwelt
120: 64-71.

Literatur 71
Koska, I., Succow, M. & Clausnitzer, U. 2001. Vegetationskundliche Kennzeichnung von
Mooren. In Succow, M. & Joosten, H. (Hrsg.) Landschaftsökologische Moorkunde
(S. 112-184). Stuttgart: E. Schweizerbartʹsche Verlagsbuchhandlung.
Koska, I. & Timmermann, T. 2001. Liste der Vegetationsformen mit Angaben zur Synonymik
und zur Gefährdung. In Succow, M. & Joosten, H. (Hersg.) Landschaftsökologische
Moorkunde (S. 156-161). Stuttgart: Schweizerbartʹsche Verlagsbuchhandlung.
Kovacs, G. & Vegvari, Z. 1999. Poulation size and habitat of the Aquatic Warbler Acrocephalus
paludicola in Hungary. Vogelwelt 120, 72-76.
Kozulin, A. 1999. Breeding habitat, abundance and conservation status of the Aquatic
Warbler Acrocephalus paludicola in Belarus. Vogelwelt 120: 97-111.
Kozulin, A. & Flade, M. Breeding habitat, abundance and conservation status of the
Aquatic Warbler Acrocephalus paludicola in Belarus. Vogelwelt 120, 97-111. 1999.
Kozulin, A., Vergeichik, L. & Stepanovich, Y. 2004. Factors affecting fluctuations of the
Aquatic Warbler Acrocephalus paludicola population of Byelarussian mires. Acta
Ornitologica 39: 47-56.
Krogulec, J. & Kloskowski, J. 1997. Wystepowanie, liczebnosc i wybiorczosc siedliskowa
wodniczki Acrocephalus paludicola w Polsce w 1997 roku 2. Lublin und Gdansk:
OTOP. 26 S.
Leisler, B. 1988. Intra-und interspezifische Agression bei Schilf- und Seggenrohrsänger
(Acrocephalus schoenobaenus, A. paludicola): Ein Fall von akustischer Verwechslung?
Die Vogelwarte 34: 281-290.
Lettner, H. 2006. Statistische Testverfahren. Download von
http://www.sbg.ac.at/bio/radiooeko/biost-wilcoxon1.pdf am 27.10.2006.
Maniakowski, M. 2004. All-country survey on the Aquatic Warbler distribution, habitat
condition and threats at the breeding sites. Gdansk: Polish Society for the Protection
of Birds OTOP. 8.S.
Mühr, B. 2002. Klimadiagramme Stettin / Ückermünde. Download von
www.klimadiagramme.de am 20.07.2006.
OTOP 2005. Conserving Acrocephalus paludicola in Poland and Germany. An application
for funding. Gdansk/Warsaw: OTOP. 636 S.
Pain, D. J., Green, R. E., Giessing, B., Kozulin, A., Poluda, A., Ottosson, U., Flade, M. &
Hilton, G. M. 2004. Using stable isotopes to investigate migratory connectivity
of the globally threatened aquatic warbler Acrocephalus paludicola. Oecologica
168-174.

72 Literatur
Provinzverband von Pommern 1939. Die Kunst und Kulturdenkmäler der Provinz
Pommern. Kreis Kammin-Land. Stettin: Kommissionsverlag L. Saunier.
Schaefer, H. M., Naef-Daenzer, B., Leisler, B., Schmidt, V., Müller, J. K. & Schulze-Hagen,
K. 2000. Spatial behaviour in the Aquatic Warbler (Acrocephalus paludicola) during
mating and breeding. Journal für Ornithologie 141: 418-424.
Schäffer, N. & Schäffer, A. 1999. Der Seggenrohrsänger – ein Schicksal am seidenen Faden.
Falke 46: 180-187.
Schäffer, N., Walther, B. A., Gutterridge, K. & Rahbek, C. 2006. The African migration
and wintering grounds of the Aquatic Warbler Acrocephalus paludicola. Bird
Conservation International 16: 33-56.
Schulze, H. 1989. Alexander Weltatlas: neue Gesamtausgabe. Stuttgart: Ernst Klett Verlag.
Schulze-Hagen, K., Swatschek, I., Dyrcz, A. & Wink, M. 1993. Multiple Vaterschaften in
Bruten des Seggenrohrsängers Acrocephalus paludicola: Erste Ergebnisse des
DNA-Fingerprintings. Journal für Ornithologie 134: 145-154.
Schulze-Hagen, K. 1991. Acrocephalus paludicola (Vieillot 1817) - Seggenrohrsänger. In
Glutz von Blotzheim, U. N. (Hrgs.) Handbuch der Vögel Mitteleuropas (S. 252-
291). Wiesbaden: AULA-Verlag.
Schulze-Hagen, K., Leisler, B., Schäfer, H. M. & Schmidt, V. 1999. The breeding system of
the aquatic warbler Acrocephalus paludicola - a review of new results. Vogelwelt
120: 87-96.
Schwenkros, B. 1994. Das Klima. In Elwers, R. (Hrsg.) Die polnische Ostseeküste (S. 10-
11). Berlin: Trescher Verlag.
Sellin, D. 1989. Vergleichende Untersuchungen zur Habitatsstruktur des Seggenrohrsängers
Acrocephalus paludicola. Vogelwelt 110: 198-208.
Sieghardt, H. & Maier, R. 1985. Produktionsbiologische Untersuchungen an Phragmites-
Beständen im geschlossenen Schilfgürtel des Neusiedler See. Wissenschaftliche
Arbeiten aus dem Burgenland 72: 189-221.
Stegmann, H., Succow, M. & Zeitz, J. 2001. Muddearten. In Succow, M. & Joosten, H.
(Hrsg.) Landschaftsökologische Moorkunde (S. 62-65). Stuttgart: Schweizerbart -
sche Verlagsbuchhandlung.
Succow, M. 1981. Landschaftsökologische Kennzeichnung und Typisierung der Moore
der DDR. AdL der DDR. 256 S.
Succow, M. 1988. Landschaftsökologische Moorkunde. Jena: Gustav Fischer Verlag. 340 S.

Literatur 73
Succow, M. 2001. Ökologisch(-phytozoenologische) Moortypen. In Succow, M. & Joosten,
H. (Hrsg.) Landschaftsökologische Moorkunde (S. 229-234). Stuttgart: Schweitzerbartʹsche
Verlagsbuchhandlung.
Succow, M. 2002. Zur Nutzung mitteleuropäischer Moore - Rückblick und Ausblick.
TELMA 32: 225-266.
Succow, M. & Stegmann, H. 2001. Abiotische Kennzeichnung von Moorstandorten. In
Succow, M. & Joosten, H. (Hrsg.) Landschaftsökologische Moorkunde (S. 58-
111). Stuttgart: E. Schweitzerbartʹsche Verlagsbuchhandlung.
Symon, H. 1990. Reclaw Mapa topograficzna. 331.12: Glowny Geodeta Kraju.
Tanneberger, F., Bellebaum, J., Helmecke, A., Fartmann, T., Just, P. & Sadlik, J. (in Vorbereitung).
Trapped between nest loss and habitat loss - the Aquatic Warbler in
Lower Oder Valley National Park.
Tanneberger, F., Flade, M. & Joosten, H. 2005. An Introduction to Aquatic Warbler conservation
in Western Pomerania. In Kotowski, W. (Hrsg.) Anthropogenic influence
on wetlands biodiversity and sustainable management of wetlands (S. 97-
106). Warsaw: Warsaw Agricultural University Press.
Tanneberger, F., Hahne, W. 2003. Landscape Ecology and Palaeoecology of Ob Valley
Mires near Tomsk / Western Siberia. Diplomarbeit. Ernst Moritz Arndt Universität
Greifswald. Institut für Botanik und Landschaftsökologie.
Umweltbundesamt 1993. Umweltsituation in der Region Odermündung Abschlußbericht.
Berlin: Umweltbundesamt.
Umweltministerium der Republik Polen 2006. NATURA 2000 Standarddatenbogen SPA
ʺBagna Rozwarowskieʺ.
UNDP Projects 2006. Download von http://un.by/en/undp/db/00043201.html am 20.11.06.
Wilm, A. 2006. 5.2 Rangtests. Download von http://www.psychologie.uni-kiel.de/methode
n_nf/Inhalt/Skript/5.2_Rangtests.pdf am 27.10.2006.

Anhang
Anhang 1: Karte 1676
Anhang 2: Preußisches Messtischblatt 2054
Anhang 3: Preußisches Messtischblatt 2154
Anhang 4: Bohrprotokolle
Anhang 5: Bohrprofile
Anhang 6: Vegetationskarte
Anhang 7: Vegetationstabelle
Anhang 8: Karte der Vegetationsaufnahmepunkte
Anhang 9: Vergleich der C/N-Verhältnisse zwischen den Vegetationsstruktureinheiten
Anhang 10: Vergleich der pH-Werte zwischen den Vegetationsstruktureinheiten
Anhang 11: C/N- Verhältnisse und pH-Werte

Anhang 1: Karte 1679
Quelle: Das Herzogtum Pommern wie es teils der Krone Schweden, teils Kurbrandenburg zugehörig
(Hoffmann 1679) In Graf von Flemming-Benz (1970).

Anhang 2: Preußisches Messtischblatt 2054
Quelle: Karte zu : Der Kreis Cammin. In Graf von Flemming-Benz (1970)

Anhang 3: Preußisches Messtischblatt 2154
Quelle: Königliche Preußische Landes-Aufnahme 1886. (1888) Ausschnitt.

Anhang 4: Bohrprotokolle – Stratigraphische Feldansprache
Tiefe [cm]
unter GOF
Bohrung 1
Substratkennzeichnung
CaCO3
Zersetzung [H] bzw.
Konsistenz [K]
0-50 Braunmoos-Schilf 0 H3
50-80 Grobseggen 0 H3 Menyanthes-Same
Bemerkung
80-90 Grobseggen-Braunmoos 0 H2 Thelypteris palustris-Gewebe
90-100 Grobseggentorf 0 H4 schwarze grosse Radizellen
100-115 KV
115-125 Schilftorf 0 H3
125-195 Grobdetritusmudde 0 K3 5% Radizellenreste
195-220 Grobdetritusmudde 2 K3 2% Radizellenreste, Muscheln indet.
220-440 Mitteldetritusmudde 0 K3 2% Radizellenreste
440-470 Mitteldetritusmudde 1 K3 2% Radizellenreste
470-540 Mitteldetritusmudde 3 K4 Schilfreste (Rhizom)
540-550 Mitteldetritusmudde 4 K4 Schilfreste (Rhizom)
550-670 Mitteldetritusmudde 3 K4
670-700 Mitteldetritusmudde 2 K3
700-750 Mitteldetritusmudde 0 K3
750-780 Mitteldetritusmudde 1 K3
780-785 Mitteldetritusmudde 2 K4 mS, Cardium edule
85-800 Grobdetritusmudde -Mittelsand 0 K3
800-830 Mittelsand 0
Bohrung 2
0-40 Schilftorf 0 H3
40-80 Braunmoos-Schilftorf 0 H4 Menyanthes-Same,rezentes Schilf(Rhizom)
80-100 Schilftorf 0 H4
100-150 Schilftorf 0 H5
150-170 Schilftorf 0 H7
170-250 Grobdetritusmudde 0 K3 5% Radizellenreste
250-480 Mitteldetritusmudde 0 K3 bei 430 cm Holzreste
480-530 Schilftorf 0 H8 Cladium mariscus? -Gewebe
530-570 Grobdetritusmudde 0 K3 Schilftorf 20%
570-590 Schluffmudde 0 K4 Schilftorf 10%
590-600 Feinsand 0
Bohrung 3
0-10 Farntorf 0 H4
10-65 Schilf- Braunmoostorf 0 H3
65-80 Schilftorf 0 H5
80-100 Schilftorf 0 H3
100-130 Schilftorf 0 H4 20% Mudde
130-250 Grobdetritusmudde 0 K3 10% Schilfreste (Rhizom)
250-350 Feindetritusmudde 0 K4 2% Radizellenreste
350-400 Feindetritusmudde 0 K3 1% Radizellenreste
400-430 Feindetritusmudde 2 K4 1% Radizellenreste
430-450 Grobdetritusmudde 2 K3 Cardium edule
450-480 Grobdetritusmudde 0 K3
480-500 Grobdetritusmudde 0 K3 10-15% Schilf (Rhizom)
500-610 Schilftorf 0 H8
610-620 Mittelsand 0 Kies

Tiefe [cm]
unter GOF
Bohrung 4
Substratkennzeichnung
CaCO3
Zersetzung [H] bzw.
Konsistenz [K]
0-30 KV
Bemerkung
30-80 Schilf-Braunmoostorf 0 H3 rezente Schilfrhizome
80-100 Braunmoos-Grobseggentorf 0 H3
100-120 Schilftorf 0 H4
120-150 Grobdetritusmudde 0 K3 20% Schilf (Rhizom)
150-350 Grobdetr. 0 K3 5% Radizellenreste, 240 cm Holzrest
350-440 Grobdetritusmudde 0 K3
440-500 Grobdetritusmudde 2 K3
500-675 Grobdetritusmudde 0 K3 595+ 625 cm U-Band (C1)
675-800 Schilftorf 0 H8 Cardium edule, 760 cm Holzrest
Bohrung 5
0-25 Feinseggentorf 0 H4 Carex disticha
25-80 Braunmoos-Grobseggentorf 0 H3
80-100 Schilftorf 0 H8 vererdet
100-170 Schilftorf 0 H3 Equisetum spec.
170-200 Grobdetr,Mudde 0 K3 5% Schilfreste (Rhizom)
200-425 Feindetritusmudde 0 K4 2% Schilf (Rhizom), 360 cm Schilfband 2cm
425-450 Feindetritusmudde 2 K4
450-520 Feindetritusmudde 2 K4 2% Schifreste (Rhizom)
520-525 Feindetritusmudde 3 K4
525-550 Schilf-Braunmoostorf 0 H4 530 cm Holzband
550-610 Braunmooostorf 0 H6
610-615 Braunmoostorf 0 H6 mS
615-620 Mittelsand 0
Bohrung 6
0-10 Feinseggentorf 0 H4
10-30 Feinseggentorf 0 H5
30-70 Feinseggentorf 0 H5
70-90 Schilftorf 0 H5
90-150 Schilftorf 0 H4 ab 145 cm mit mS
150-160 Mittelsand 0
Bohrung 7
0-20 Grobseggentorf 0 H4
20-30 Grobseggentorf 0 H4
30-70 Schilftorf 0 H4
70-85 Schilftorf 0 H3
85-160 Schilf-Erlentorf 0 H3
160-170 Grobsand 0
Bohrung 8
0-20 Schilftorf 0 H3
20-40 Schilftorf 0 H2 fest
40-60 Schilftorf 0 H5
60-80 Schilftorf 0 H4
80-90 Mittelsand 0

Tiefe [cm]
unter GOF
Bohrung 9
Substratkennzeichnung
CaCO3
Zersetzung [H] bzw.
Konsistenz [K]
0-50 Schilftorf 0 H4 Braunmoose 2%
50-100 Schilftorf 0 H4
100-115 Schilftorf 0 H5
Bemerkung
115-190 Grobdetritusmudde 0 K3 10% Schilfreste (Rhizom)
190-220 Grobdetritusmudde 0 K3 5% Schilfreste (Rhizom)
220-410 Feindetritusmudde 0 K4 1% Schilfreste (Rhizom)
410-450 Schilftorf 0 H8 vererdet, 40%Mudde
450-480 Feindetritusmudde 0 K4 1% Schilfreste (Rhizom)
480-500 Schilftorf 0 H8 40% Mudde
500-510 Braunmoostorf 0 H7
510-530 schluffiger Mittelsand 4 Kies
Bohrung 10
0-30 Schilftorf 0 H3
30-50 Braunmoos-Schilftorf 0 H3
50-75 Braunmoostorf 0 H3
75-170 Schilftorf 0 H3
170-390 Grobdetritusmudde 0 K3 2% Schilfreste (Rhizom)
390-420 Mitteldetritusmudde 0 K3 15-20% Schilfreste (Rhizom)
420-470 Mitteldetritusmudde 2 K3
470-500 Mitteldetritusmudde 2 K3
500-510 Grobdetritusmudde 1 K3 Muschelstücke indet.
510-550 Schilfbraunmoostorf 0 H5
550-620 Schilftorf 0 H6
620-640 Braunmoostorf 0 H6
640-650 sandiger Schluff 1
Bohrung 11
0-10 Farn-Schilftorf 0 H4
Okt 35 Schilf-Braunmoostorf 0 H4
35-60 Braunmoos-Feinseggentorf 0 H3
60-110 Schilftorf 0 H4
110-145 Grobdetritusmudde 0 K3 10% Schilfreste
145-150 Grobdetritusmudde 1 K3 5% Schilfreste
150-290 Mitteldetritusmudde 0 K3 2% Schilfreste
290-300 Mittelsand 1
300-310 Mittelsand 0
Bohrung 12
0-20 Schilftorf 0 H4
20-80 Braunmoos- Schilftorf 0 H3
80-110 Schilftorf 0 H5
110-180 Schilftorf, Mitteldetritusmudde 0 H3, K3 130 cm Holzreste Erle
180-225 Mitteldetritusmudde 0 K3 10% Schilfreste (Rhizom)
225-250 Mitteldetritusmudde 0 K4 2% Schilfreste (Rhizom)
250-420 Mitteldetritusmudde 0 K3 1% Schilfreste, (Rhizom)39 Holzrest Erle
420-450 Erlen-Grobseggentorf 0 H7 5% Schilfreste (Rhizom)
450-460 Mittelsand 0

Tiefe [cm]
unter GOF
Bohrung 13
Substratkennzeichnung
CaCO3
Zersetzung [H] bzw.
Konsistenz [K]
0-20 Schilftorf 0 H3
20-40 Braunmoos-Schilftorf 0 H3
40-85 Schilftorf 0 H5 krümelig
85-185 Braunmoos-Schilftorf 0 H4
185-280 Schilftorf 0 H5
280-300 Erlen-Grobseggentorf 0 H7
300-360 Mitteldetritusmudde 1 K4-5 2% Radizellen
360-380 Erlentorf 2 H6 vererdet
380-400 Feinsand 4
Bohrung 14
0-20 Grobseggentorf 0 H3
20-45 Grobseggen-Braunmoostorf 0 H3
45-50 Schilf-Braunmoostorf 0 H4
50-70 Feinseggen-Schilftorf 0 H5
70-100 Schilftorf 0 H5
100-170 Schilftorf 0 H4
170-200 Schilftorf 0 H3 40% Mudde K1
200-210 Grobdetritusmudde 0 K2 20% Schilf (Rhizom)
Bemerkung
210-250 Grobdetritusmudde 0 K3 10% Schilfreste (Rhizom)
250-285 Mitteldetritusmudde 0 K1 10% Schilfreste (Rhizom)
285-300 Mitteldetritusmudde 0 K3 5% Schilfreste (Rhizom)
300-390 Mitteldetritusmudde 0 K3 2% Schilfreste (Rhizom)
390-410 Grobdetritusmudde 0 K4 2% Schilf (Rhizom), Radizellen erkennbar
410-510 Mitteldetritusmudde 0 K4
510-550 Erlen-Grobseggentorf 0 H7 muddig
550-560 Erlen-Grobseggentorf 0 H8-9 muddig
560-580 Erlen-Grobseggentorf, sandiger Schluff 0 H8-9 50% Us
Bohrung 15
0-40 Braunmoos-Schilftorf 0 H4
40-55 Braunmoostorf 0 H3
55-100 Schilf-Braunmoostorf 0 H3 90 cm Menyanthes_Same
100-115 Erlen-Schilftorf 0 H4
115-125 Schilftorf,Grobdetr.Mudde 0 H5,K3 jeweils 50%
125-175 Grobdetritusmudde 0 K3 10% Schilfreste (Rhizom)
175-220 Grobdetritusmudde 0 K3 5% Schilfreste (Rhizom)
220-340 Mitteldetritusmudde 0 K3 2% Schilf (Rhizom), Radizellen erkennbar
340-370 Mitteldetritusmudde 2 K3 2% Schilf (Rhizom), Radizellen erkennbar
370-410 Erlentorf 1 H8 vererdet, Schnecke
410-420 Feinseggentorf 0 H4 Holz
420-445 Feinsand 0 Sapropel
Bohrung 16
0-10 Feinseggentorf 0 H5
10-70 Braunmoostorf 0 H3
70-100 Braunmoos-Feinseggentorf 0 H3
100-140 Erlen-Schilftorf 0 H6
140-170 Grobdetritusmudde 0 K4 15% Schilf (Rhizom), Erlenholz
170-225 Lebermudde 0 K4 5% Schilfreste (Rhizom)
225-230 Erlentorf 0 H6
230-240 Erlentorf, Mittelsand 0 H6
240-250 Mittelsand 0

0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
60
65
[dm]
B16 B15 B10 B11 B9 B5 B6 B8 B7
H5
H3
H3
H6
K4
K4
H6
H6
H4
H3
H3
H4
H5,K3
K3
K3
K3
K3, c2
H8, c1
H4
H3
H3
H3
H3
K3
K3
K3,c2
K3,c2
K3,c1
Anhang 5a: Bohrprofile B16, B15, B10, B11, B9, B5, B6, B8, B7
H5
H6
H6
c1
H4
H4
H3
H4
K3
K3,c1
K3
c1
H4
H4
H5
K3
K3
K4
H8
K4
H8
H7
c4
H4
H3
H8
H3
K3
K4
K4,c2
K4,c2
K4,c3
H4
H6
H6
H4
H5
H5
H5
H4
Braunmoostorf
Feinseggentorf
H3
H2
H5
H4
Sandiger Schluff
Mittelsand
Schluff
Feinsand
Grobdetritusmudde
Mitteldetritusmudde
Feindetritusmudde
Feinseggen-Braunmoostorf
Braunmoos-Schilftorf
Grobseggentorf
Grobseggen-Braunmoostorf
Schilftorf
Grobseggen-Braunmoostorf
Schilftorf-Grobdetritusmudde
Holztorf
Schilf-Braunmoostorf
Schilf-Holztorf
H4
H4
H4
H3
H3

[dm]
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
60
65
70
75
80
B1 B2 B3 B4 B12 B13 B14
H3
H3
H2
H4
KV
H3
K3
K3,c2
K3
K3,c1
K4,c3
K4,c4
K4,c3
K3,c2
K3
K3,c1
K4,c2
K3
Anhang 5b: Bohrprofile B1, B2, B3, B4, B12, B13, B14
H3
H4
H4
H5
H7
K3
K3
H8
K3
K4
H4
H3
H5
H3
H4
K3
K4
K3
K4,c2
K3,c2
K3
K3
H8
KV
H3
H3
H4
K3
K3
K3
K3,c2
K3
H8
H4
H3
H5
H3, K3
K3
K4
K3
H7
Braunmoos-Schilftorf
Grobseggentorf
Grobseggen-Braunmoostorf
Schilftorf
Grobseggen-Braunmoostorf
Schilftorf-Mitteldetritusmudde
Grobseggen-Holztorf
Holztorf
Feinseggen-Schilftorf
Farntorf
Schilf-Braunmoostorf
H3
H3
H5
H4
H5
H7
K4-5,c1
H6,c2
c4
Grobdetritusmudde
Mitteldetritusmudde
Feindetritusmudde
Mittelsand
Schluff
Feinsand
H3
H3
H4
H5
H5
H4
H3
K2
K3
K1
K3
K3
K4
K4
H7
H8-9
H8-9, Us

Anhang 6: Vegetationskarte
Cosima Tegetmeyer
Legende
Schilfbestände der eutrophen Grabenränder (VSE 1)
Schilfbestände mit Thelypteris palustris (VSE 2)
Schilfbestände mit Thelypteris palustris und Myrica gale (VSE 2)
Schilfbestände mit hohem Seggenanteil (VSE 3)
reine Schilfbestände (VSE 4)
ungenutzte Sumpfvegetation ohne Schilf (VSE 5)
niedrige schilffreie Vegetation mit hohem
Anteil an Myrica gale (VSE 6)
Vegetation der Binnensalzstelle (VSE 7)
Vegetation der Gräben (VSE 8)
Weidengebüsch
Erlengebüsch
gestörte Flächen
häufig wechselnde Einheiten, schwer begehbare Flächen, daher
keine genaue Kartierung möglich
Kartengrundlage: Symon, H. 1990

Anhang 7: Vegetationstabelle
Nr. V9 V48 V11 VX2 V33 V8 V56 V46 V51 V67 V72 B14 V66 V15 V13 V12 V65 V40 V23 V25 V69 V14 B3 B6 V44 V49 V41 V45 V36 V35 V34 V39 V37 B5 B2 V31 V3 V32 V64 V71 B15 V60 V5 V21 B1 V4 B9 B12 B10 V7 V22 B11 V29 V58 V57 V53 V26 V61 V54 V27 V28 V62 V24 V59 B13 B4 B8 V55 V10 V47 V42 V63 V43 V6 V30 V70 B7 Stet.
H2O [m] >1 >1 >1 >1 0,2 0,2 0,3 0,3 0,1 0,1 0,2 0,2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,1 0,0 0,2 0,3 0,2 0,3 0,2 0,1 0,1 0,3 0,0 0,1 0,1 0,1 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,0 0,1 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 0,1 0,0 0,1 0,1 0,0 0,2 0,0 0,0 0,0 0,1 0,2 0,0 0,0 0,0
GesDeck % 70 80 50 70 100 80 100 100 100 90 90 80 95 90 100 100 100 95 100 95 90 95 90 100 100 100 100 85 95 95 90 90 80 90 100 90 100 10 80 100 100 100 90 100 100 100 100 100 100 100 100 100 80 90 100 100 90 100 80 80 95 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 90 100 100 100 100
Deck Phr. % 0 0 0 0 100 70 100 100 100 0 0 0 50 40 25 25 40 30 70 40 50 70 40 0 0 0 60 0 0 0 0 0 0 0 80 90 70 60 80 50 80 80 70 40 90 70 80 70 90 75 60 50 70 80 50 60 80 50 60 50 90 100 100 100 100 100 100 80 100 100 70 100 90 100 100 0 0
Deck Phr.+ % 0 0 0 0 0 0 20 10 0 0 0 0 0 10 5 5 0 0 5 5 0 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 5 0 0 0 0 5 5 10 0 10 5 0 5 0 7 2 0 10 3 5 0 10 3 0 0 10 0 3 0 0 0 10 10 0 0 3 0 0 0 0 0
Höhe Phr. [m] 0 0 0 0 1,8 1,7 2,6 2 1,8 0 0 0 1,7 1,4 1,4 1,4 1,6 1,5 1,7 1,2 1,3 1,8 1,4 0 0 0 1,6 0 0 0 0 0 0 0 1,5 1,3 1,3 1,5 2 1,5 1,5 1,6 1,6 1,2 1,5 1,4 1,6 1,6 1,9 1,6 1,5 1,7 1,5 1,8 1,4 1,4 1,5 1,3 1,6 1,8 1,6 1,8 2,5 2,5 1,7 1,8 2,5 1,9 2,5 1,8 1,6 2,5 2 2,3 2,3 0 0
Höhe KS2 [m] 0 0,8 0 0 1,8 1,7 2,6 2 1,8 1,2 0 1,5 1,7 1,4 1,4 1,4 1,6 1,5 1,7 1,2 1,3 1,8 1,4 0 1,5 1 1,6 1,2 1,5 1,6 1,5 1,4 1,3 1,2 1,5 1,3 1,3 1,5 2 1,5 1,5 1,6 1,6 1,2 1,5 1,4 1,6 1,6 1,9 1,6 1,5 1,7 1,5 1,8 0,4 1,4 1,5 1,3 1,6 1,8 1,6 1,8 2,5 2,5 1,7 1,8 2,5 1,9 2,5 1,8 1,6 2,5 2 2,3 2,3 0 0
Höhe KS1 [m] 0 0,3 0 0 0,1 0,6 0 0,01 0,1 0,6 0,7 0,6 0,7 0,8 0,7 0,7 0,7 0,9 0,8 0,6 0,7 1 0,6 0,6 0,8 0,7 1 1 1 0,8 1 0,7 0,8 1 0,4 0 0,6 0,6 0,9 0,4 0,6 0,6 0,5 0,7 0,6 1 0,8 1 0,8 1,2 1 0,8 1 1 0,9 0,8 0,5 0,7 1,1 0,5 0,6 1 1 0,5 0,3 0,1 0,1 0,6 1,8 0,7 1 0,7 1,2 1 0,2 0,3 0,3
Deck KS2 % 0 10 0 0 100 70 100 100 100 5 5 2 50 50 25 25 40 30 70 50 50 70 40 0 5 3 60 5 10 5 5 80 80 3 80 90 75 60 80 50 80 80 70 50 90 70 80 70 90 75 50 50 70 80 50 70 80 50 60 50 90 100 100 100 100 100 100 80 99 100 70 100 90 99 100 0 0
Deck KS1 % 0 70 0 0 5 40 20 80 3 90 90 80 70 80 75 75 70 70 50 90 70 90 70 100 100 100 80 80 90 90 100 10 5 90 90 0 25 40 70 80 50 70 20 90 70 40 90 70 90 40 90 90 60 60 70 60 40 70 50 30 40 30 5 20 20 20 10 80 1 70 50 20 10 1 10 100 100
Deck MS % 0 0 0 0 10 0 0 0 0 0 0 0 20 20 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 40 0 50 50 60 20 30 60 20 20 50 40 0 20 0 50 0 30 50 70 0 80 30 60 70 0 50 0 0 0 0 50 0 60 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Höhe Streu [m] 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,1 0,0 0,1 0,2 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,1 0,1 0,0 0,1 0,3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,0 0,1 0,1 0,1 0,0 0,1 0,2 0,0 0,0 0,2 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,1 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,0
Bewirtschaftung geb. geb. geb. geb. g. g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. g. g. g. g. n.g. n.g. n.g. n.g n.g. n.g. n.g. n.g. g. n.g. n.g. g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. n.g. g. g. n.g. n.g. n.g. g. g. g. n.g. n.g. g. g. n.g. g. g. g. f.g. f.g.
Kartiereinheit
dunkelblau rot violet hellgrün
lila lila orange hellgrün
rot dunkelgrün pink
Vegetationsform
Teichsimsen-Schilf-Wasserried
Rohrkolben-
Schnabelseggen-
Ried
Spitzmoos-Großseggen-Ried Zungenhahnenfuß-Großseggen-Ried Nachtschatten-Schilf-Staudenflur
(Sumpfsimsen-Salzbinsen-Rasen)/
Strandastern-Salzbinsen-Rasen
Wasserstufe
6+ 5+ 4+ 5+-4+
Wasserregimetyp
T T T T
T K
Trophiestufe
m-r za-(m) (za)-m k
s m-k
Trophiestufengruppe
eutroph mesotroph
mesotroph eutroph
polytroph eutroph
Säure-Basen-Stufe
sub-ka sub sub sub-ka
sub-ka sub-ka
Anzahl der Aufnahmen
4 5 3 11
6 5 7 8
10 9 7 2
AG
11 Hydrocharis morus-ranae 3 2a 2b 2b 5
11 Stratiotes aloides 3 4 3
44 Acorus calamus 1a 1b 3
12 Spirodela polyrhiza 3 1b 3 3 4 4 1a 1b # 1a 13
14 Lemna trisulca 2b 3 3 2b 5
87 Phragmites australis 1a 1a 5 3 5 5 5 3 2b 3 3 3 3 4 3 3 3 3 3 # 4 3 3 4 4 4 4 4 4 3 4 3 4 4 4 3 3 3 4 4 3 4 4 3 4 4 5 5 5 5 5 5 5 4 5 5 4 5 5 5 5 79
39 Carex elata 3 1a 2a 2a 1a 1b 2a 2a 1b 2a 3 3 3 2a 1b 1b 2b 4 3 2b 2b 2b 2a 1b 2a 2b 2b 2b 1b 2b 2b 2b 1b 2b 2a 3 47
78 Lythrum salicaria 1b # # 1a 1a 1a # # 1a # 1a 1a # # 1a # # # # # # # 2a 1a 1a # 1a # # # # 40
64 Epilobium palustre # # # # r # 1a # # 1a # # # 1b 1a 1b # 1b 1a 1a # 1a # 30
25 Potentilla palustris 2b 2a 2b 2b 1b 1a # 1b 2a 1a 2a 1b 2a 1a # 2a 2b 2b 2b 2a 26
78 Lysimachia vulgaris 1b 1a 2b 1a 2b 2a 2a 2a 2a # 2b 2b 2a 2b 2a 1a 1b 2a 1a # 2a 2a 2b 1b 2b 1a 1b 1b 1b 2a 2b 2b 2b 1b 2b 1a 47
25 Calamagrostis stricta 1a 1a 1a # # 1a 1a # 1a # # 2a 2a 2a 1b # 2a 1b 1a 2b 2a 3 2b 30
53 Lathyrus palustris # 1a # r # 1b 1b 1a # # 1a # # # 1a 1a 1a 1a 1a # # # # 30
73 Carex disticha 1a 3 2b 2a 2a 4 4 4 1a 3 3 2a 2b 3 2b 2a 1a 2b 2b 2a 2a 27
74 Calamagrostis canescens 2b 1b 2a 2a 2a 1b 3 r 1b 1b 2a 1a # # 1a # # 22
Myrica gale 3 2b 3 # 3 2b 3 9
54 Peucedanum palustre 1a 2a 1b 1b 2b # 3 1a # 2a 1a 1a 1b 1b 2a 2a 1b # # # 1a 27
58 Carex appropinquata 1b 3 1b 1a 2b 2a 2b 1b 3 1b 2a 1b 2b 2a 18
25 Carex lasiocarpa 3 1b 3 1b 2a 2a 2b 2a 10
63 Mentha aquatica 1b 2a 1b 1a 1b # 2a 1b 2a 1b 1a r 16
77 Fillipendula ulmaria 1b 1b 1b # 1a 1b 1b # 10
64 Equisetum fluviatile 1a 2b 2a 3 2a 2b 2b 1a 2b 3 3 3 16
25 Menyanthes trifoliata 4 2b 2b 2b 2b 3 2b 9
55 Carex rostrata # 3 3 4 1b 1a 1a # 10
24 Eriophorum angustifolium # 1a 3
63 Cirsium palustre 1a # 3
70 Juncus conglomeratus # 1a 1a 4
64 Galium palustre 1a 1a 1a # 1b 1a 1a 1a 1a # # 1a 1a 1a 1a 1a 1b # 1a 1a # 1a 1a 1a # 1a 1a 1a 2a 1a 1b # 2b 1a 1a # 1a 1b 1a 1a 1b 1a 1a 2a 1a 2a 1a 1a 1a 1a 2b 1b 1a 1a # 1a 73
74 Lycopus europeus # # # # # # # # # # # # # # # 1a 1a 1b # # # # 1a 1a # # # 1b # 38
54 Lysimachia thyrsiflora 1a # 1a 1a 1a 1a # 1a 1a # 1b 1b # 1a 1b 1a 21
63 Myosotis palustris 1a 1a # 1a # 1a 1a 1a # # 1a 1a 1b 1a 18
42 Carex pseudocyperus 1a r 1b # 1a 1a 2a 1a 1a 1a # # # 1b # 1a # 22
95 Poa pratense 1a # # 1a 1b 1a 1a 1a # 12
54 Stellaria palustre # # # 2a # 1b # 1a r # r 1a 3 17
14 Leptodictyum riparium 1b 1b 1a 1a 3 3 3 3 2b 1a 2a 2b 16
92 Mentha arvensis 1a 1a 2a # 1b # 1b 2b 2a 1b 2a 1a # 1b 1b 2b 2b 1b 2b 1b 1a 1b 2b 30
40 Cicuta virosa # r # 2a # 1a 2b 9
56 Thelypteris palustris 3 3 2b 3 3 3 3 2b 3 2a 1b 3 3 # 2b 3 3 2a 2b 2b 3 1b 1a 2b 1b 1a 1a 2a 36
63 Calliergonella cuspidata 2b 1a 2a 2a 2b 2a 2b 2b 1b 2b 2a 4 16
44 Rumex hydrolapathum 1a 1a 1b 1b # 1a # # # # 1a 14
42 Typha latifolia # 2a 1b 1b r 6
75 Solanum dulcamara 1a 1a 1a # 1a 6
38 Ranunculus lingua # # 1a 4
38 Cardamine pratensis subsp. dentata 1a 1b 1a 1b # 1b # 1b 1a 1a 2a 1b 1b # 18
40 Sium latifolium 1b # # # 5
99 Urtica dioica 1a 1b 2b 1a 1b 1a 1a 9
99 Poa trivialis 2a 3 1b 3 2b 1a 8
99 Calystegia sepium # 1a # 1b 1a 1a 8
86 Symphytum officinalis 1a # 2b # 5
60 Triglochin maritimum 4 3 0
72 Glaux maritima 2b 3 0
72 Juncus geradii 3 1b 0
72 Plantago major susp. winteri 2b 2b 0
72 Plantago maritima 2a 0
Atriplex spec. 1b 2a 0
91 Potentilla anserina 3 3 0
Trifolium fragiferum # 0
59 Schoenoplectus tabernaemontani
1a #
1
91
Begleiter
Agrostis stolonifera 1a 2b # 1a 1a 1a 1a 1a # 3 1b 3 1a 1a 3 r # r 1a 3 1b 3 2b 27
87 Carex acutiformis 1a 1a 2a # r 6
77 Eupatorium cannabinum # # # 4
68 Plagiomnium ellipticum 3 1a 1b 4
44 Rorippa amphibia # # 3
75 Iris pseudacorus # 1b 3
66 Eleocharis palustris 1b 1a 3
Alnus glutinosa r 1b 3
63 Caltha palustris 2a r 3
65 Glyceria maxima 2a # 3
99 Calamagrostis epigeios 2a 1
84 Molinia cerulea 1a 1
44 Alisma plantago-aquatica r 1
45 Butomus umbelatus # 1
54 Hydrocotyle vulgaris 1b 1
70 Juncus articulatus 1a 1
74 Juncus effusus 2b 1
86 Stachys palustris # 1
95 Lathyrus pratensis 2b 1
99 Cirsium arvense 1a 1
Persicaria minor 1b 1

Anhang 8: Karte der Vegetationsaufnahmepunkte
Kartengrundlage: (Symon 1990)

Anhang 9: Vergleich der C/N-Verhältnisse zwischen den Vegetationsstruktureinheiten
(VSE)
Tab. A9: Ergebnisse des Mann-Whitney-U-Test (zweiseitig),
n.s. = nicht signifikant, U= statistische Prüfgröße U, Ukrit= kritischer U-Wert, für ein signifikanten
Unterschied zum Signifikanzniveau 5/10 % muss die Testgröße U den jeweiligen Ukrit unterschreiten.
verglichene VSE Prüfgröße U Ukrit bei α=5% Ukrit bei α=10% p
VSE1 VSE2 9 3 4 n.s.
VSE1 VSE3 3 0 1 n.s.
VSE1 VSE4 6 0 1 n.s.
VSE1 VSE5 4 0 1 n.s.
VSE1 VSE6 - - - -
VSE1 VSE7 - - - -
VSE2 VSE3 11 3 4 n.s.
VSE2 VSE4 12 3 4 n.s.
VSE2 VSE5 12 3 4 n.s.
VSE2 VSE6 10 - 0 n.s.
VSE2 VSE7 - - - -
VSE3 VSE4 5 0 1 n.s.
VSE3 VSE5 7 0 1 n.s.
VSE3 VSE6 - - - -
VSE3 VSE7 - - - -
VSE4 VSE5 6 0 1 n.s.

Anhang 10: Vergleich der pH-Werte zwischen den Vegetationsstruktureinheiten
(VSE)
Tab. A10: Ergebnisse des Mann-Whitney-U-Test (zweiseitig),
n.s. = nicht signifikant, U= statistische Prüfgröße U, Ukrit= kritischer U-Wert, für ein signifikanten
Unterschied zum Signifikanzniveau 5/10 % muss die Testgröße U den jeweiligen Ukrit unterschreiten.
verglichene VSE Prüfgröße U Ukrit bei α=5% Ukrit bei α=10% p
VSE1 VSE2 14 3 4 n.s.
VSE1 VSE3 8 0 1 n.s.
VSE1 VSE4 6 0 1 n.s.
VSE1 VSE5 7 0 1 n.s.
VSE1 VSE6 - - - -
VSE1 VSE7 - - - -
VSE2 VSE3 13 3 4 n.s.
VSE2 VSE4 6 3 4 n.s.
VSE2 VSE5 13 3 4 n.s.
VSE2 VSE6 7 - 0 n.s.
VSE2 VSE7 - - - -
VSE3 VSE4 7 0 1 n.s.
VSE3 VSE5 8 0 1 n.s.
VSE3 VSE6 - - - -
VSE3 VSE7 - - - -
VSE4 VSE5 6 0 1 n.s.

Anhang 11: Messwerte der C/N-Verhältnisse und der pH-Werte
Tab. A11: Messwerte der C/N-Verhältnisse und pH-Werte
Punkt C/N pH VSE
B10 16.0 5.48 1
V42 25.4 6.84 1
V43 15.1 6.14 1
V6 16.5 6.45 1
B11 15.5 5.79 2
B3 24.2 6.28 2
V22 20.5 6.23 2
V60 28.3 6.40 2
V65 19.8 6.55 2
B9 15.8 6.14 2
B15 40.2 6.36 2
B12 22.2 5.50 3
B2 48.3 6.00 3
V32 23.7 6.62 3
V64 17.7 6.68 3
B13 29.2 6.57 4
B4 21.4 6.56 4
B8 18.7 5.98 4
V24 13.4 6.82 4
B6 25.5 6.92 5
B5 29.2 6.50 5
V36 25.5 6.18 5
V49 13.6 5.37 5
B14 16.8 6.65 6
edl 35.3 6.84 6
V67 20.4 6.43 6
B7 15.4 6.21 7
V70 16.7 6.90 7
B16 20.3 6.16 -
B1 29.3 4.49 -