Saisonale Unterschiede der Fraßnutzung von Biotoptypen durch Heckrinder und Koniks und deren Auswirkungen auf die Vegetation bei extensiver Ganzjahresbeweidung in der Emsaue bei Telgte, NRW

zur Hauptseite
"Extensive Ganzjahresbeweidung mit Heckrindern und Koniks"

Inhalt

Zusammenfassung
Hintergründe
Fragestellung
Untersuchungsfläche
Witterung im Untersuchungszeitraum
Methoden
Ergebnisse
Bestandeswert der Feldschichtvegetation
Zusammenhang zwischen Bestandeswert der Feldschichtvegetation
und Fraßintensität sowie saisonale Unterschiede
Fraß an der Feldschichtvegetation einzelner Biotoptypen
sowie saisonale Unterschiede
Trittsiegelanteil
Aufkommen von jungen Gehölzen
Einfluss der Tiere auf Gehölze und saisonale Unterschiede
Diskussion
Einfluss von Futtermenge, Futterqualität und Bestandesstruktur
auf das Weideverhalten sowie saisonale Aspekte
Nutzung verschiedener Biotoptypen unter besonderer Berücksichtigung
saisonaler Unterschiede sowie naturschutzfachliche Bewertung
Gesamtbewertung aus naturschutzfachlicher Sicht
Literatur

Dieser Text entstand auf der Grundlage einer Diplomarbeit am Institut für Landschaftsökologie der Westfälischen Wilhelms-Universität Münster (WWU). Es handelt sich nicht um den Originaltext der Arbeit, sondern um eine Auswahl von Inhalten in stark überarbeiteter und gekürzter Fassung.

Beckmann, Christian (2007):
Raumnutzung durch Heckrinder und Koniks und Auswirkungen auf die Vegetation bei extensiver Ganzjahresbeweidung in der Emsaue bei Telgte. Unveröffentlichte Diplomarbeit am Institut für Landschaftsökologie der Westfälischen Wilhelms-Universität Münster.

Gutachter:
Dr. A. Vogel
Prof. Dr. G. Schulte

Zusammenfassung

Untersucht werden saisonale Unterschiede in der Fraßnutzung von Biotoptypen durch Heckrinder und Koniks unter extensiver Ganzjahresbeweidung in der Emsaue bei Telgte, NRW. Großflächige, extensive Ganzjahresbeweidungssysteme mit robusten Haustierrassen sind ein relativ junges Naturschutzkonzept zur Pflege von Offenlandlebensräumen.

Es konnten deutliche saisonale Unterschiede festgestellt und mit dem Futterwert der Bestände in Verbindung gebracht werden. Hochwertige Bestände werden ganzjährig stark befressen, solche von mittlerem Wert verstärkt und geringwertige fast ausschließlich bei winterlicher Nahrungsknappheit.

Dieses Nutzungsmuster zeigt einige aus naturschutzfachlicher Sicht positiv zu bewertende Effekte, so eine Nutzungsruhe oder sehr extensive Nutzung vieler Biotoptypen geringeren Futterwertes während der Vegetationsperiode, jedoch ein Aufsuchen durch die Tiere im Winter verbunden mit dem Abbau von Streuschichten, dem Zurückdrängen dominanzbildender Arten durch erhöhte Trittbelastung sowie der Schaffung von Offenboden als Keimorte konkurrenzschwacher Arten v. a. auf trockenen Standorten und an Kleingewässerufern. Auch Fraß an Erlenjungwuchs (Alnus glutinosa) in feuchten Offenlandbiotopen und an Kleingewässern findet fast ausschließlich in den Wintermonaten statt. Weidenjungwuchs (Salix spp.) wird ganzjährig stark befressen. Horstiger oder fleckenartiger Fraß während des Futterüberangebotes in der Vegetationsperiode fördert den Struktur- und Artenreichtum mesophiler Grünlandbestände. Die Vegetation einiger Weiderasen, die teils kleinwüchsige Arten des Magergrünlandes beherbergen, wird ganzjährig kurzgehalten. Dagegen erscheint extensive Ganzjahresbeweidung zur Pflege von Feuchtgrünland nicht optimal, da es sich eher zu bracheähnlichen Beständen entwickelt. Ein Zuwachsen feuchter Offenlandbereiche mit Schwarzerlen kann vermutlich nur verzögert, nicht aber verhindert werden. Aufgrund des Nutzungsmusters eignet sich extensive Ganzjahresbeweidung auch nicht zum Erhalt typischer Pflanzengesellschaften der Mähwiesen, z. B. Glatthaferwiesen, die sich unter Mahd zu festgelegten Zeitpunkten entwickelten.

Insgesamt überwiegen im Untersuchungsgebiet die positiven Effekte auf die Arten- und Strukturvielfalt der Vegetation deutlich und es ist eine Entwicklung zu einer strukturreichen, halboffenen Weidelandschaft zu erwarten.

Hintergründe

Extensive Ganzjahresbeweidung mit großen Weidegängern stellt ein noch relativ neues Instrument der Pflege von Offenlandlebensräumen insbesondere in Auen dar. Sie zeichnet sich dadurch aus, dass die Weidetiere ganzjährig in halbwilder Form im Herdenverband in geringen Dichten auf großen Koppeln leben, auf denen sie selbständig Nahrung suchen und dabei frei zwischen verschiedenen Habitaten wählen können. Angestrebt werden halboffene Weidelandschaften nach dem Vorbild historischer Hutelandschaften (Riecken et al. 2001, Steven 2003), die sich durch ein kleinräumig und zeitlich dynamisches Mosaik von Wald und Gehölzen, verschiedenen Walddegenerations- und -regenerationsstadien, Säumen und offenen Triften auszeichnen und dadurch eine hohe Habitat- und Artenvielfalt aufweisen. Die Weidetiere haben in diesen Landschaften eine Schlüsselstellung inne und nehmen auf vielerlei Weise Einfluss auf ihre Umwelt, etwa durch selektiven Fraß, selektive Über- und Unterbeweidung von Flächen, Tritt, Komfortverhalten oder Nährstofftransport durch Fraß und Ausscheidungen. In den letzten Jahren verbreitete sich die Überzeugung, dass Großherbivoren ursprünglich fester Bestandteil vieler natürlicher Ökosysteme Europas waren und ähnlich wie in den historischen Hutelandschaften als Schlüsselarten einen großen Einfluss auf die Vegetationsentwicklung ausübten (z. B. Bunzel-Drüke et al. 1999, Vera 1999). Wahrscheinlich bestehen zumindest in einigen Bereichen, wie etwa Flussauen, hinsichtlich Vegetationsstruktur und Landschaftsbild Parallelen zwischen historischen Hutelandschaften und der mitteleuropäischen Naturlandschaft, wie sie sich ohne Einflussnahme des Menschen heute zeigen würde (vgl. Bunzel-Drüke et al. 1999, Riecken et al. 2004). Natürliche Dynamik – hervorgerufen durch Megaherbivoren, die Kraft des Wassers entlang unverbauter Flüsse, katastrophenartige Ereignisse wie Brände etc. – ist ein wichtiges Merkmal der Naturlandschaft (ebd.). Dabei vergehen Biotope und entstehen an anderer Stelle neu (vgl. Remmert 1991, Pickett & White 1985). Im Rahmen extensiver Ganzjahresbeweidungsprojekte in renaturierten Flussauen werden für die Naturlandschaft typische, natürliche Prozesse – hervorgerufen durch Megaherbivoren oder Ufer- und Auendynamik – in gewissem Umfang wieder zugelassen. Allerdings wird man aufgrund der Kleinflächigkeit der Gebiete, der dichten Besiedlung der Landschaft, der Unvollständigkeit der Großherbivorenfauna und Unklarheiten über deren potentielle, natürliche Zusammensetzung nach der letzten Eiszeit (z. B. Bunzel-Drüke et al. 1999, Riecken et al. 1997) sowie der mittlerweile hohen Gefährdung einiger naturnaher Biotoptypen und Zielarten des Naturschutzes zumeist einen Kompromiss zwischen reinem Prozessnaturschutz und der klassischen Biotoppflege suchen (Riecken et al. 1998). Extensive Ganzjahresweideprojekte haben derzeit noch Experimentcharakter (vgl. Bunzel-Drüke et al. 1999, Riecken et al. 2004). Die Erfahrung erstreckt sich oft erst über wenige Jahre und die einzelnen Gebiete unterscheiden sich stark in ihrer naturräumlichen Ausstattung, was die Übertragbarkeit von Ergebnissen erschwert.

In extensiven Ganzjahresbeweidungssystemen mit Rindern und Pferden bestehen saisonale Unterschiede im Raumnutzungsverhalten der Weidetiere, die v. a. auf saisonalen Änderungen des Futterangebotes beruhen. So ist der Winter eine Zeit relativer Nahrungsknappheit (Oheimb et al. 2006), in der die Weidetiere gezwungen sind, auf minderwertigeres Futter auszuweichen, das sie zu anderen Jahreszeiten bei Futterüberangebot verschmähen (z. B. Cornelissen & Vulink 1991). Auch die Verbissintensität an Gehölzen zeigt saisonale Unterschiede (z. B. Oheimb et al. 2006). Es existieren wenige Studien, die diese saisonalen Aspekte der Habitatwahl systematisch behandeln (z. B. Cornelissen & Vulink 1991, Oheimb et al. 2006, Kolter et al. 1999, Scheibe et al. 1999 (bedingt), Vulink & Drost 1991a, 1991b, Wallis de Vries & Daleboudt 1994, Wallis de Vries & Schippers 1994). Gegenstand dieser Studien sind häufig spezielle Teilaspekte der Nahrungswahl oder es handelt sich um Untersuchungsgebiete, die in der Biotoptypenkomposition stark vom hier vorgestellten Untersuchungsgebiet abweichen. Auch die Auswirkungen von Viehtritt und dessen ökologische Wirkungen (Etablierung von Arten, Schädigung trittempfindlicher Arten etc.) zeigen in Abhängigkeit von der feuchtebedingten Tragfähigkeit der Böden saisonale Unterschiede (z. B. Briemle et al. 2002).

Fragestellung

Folgende Fragestellung wird verfolgt: Gibt es saisonale Unterschiede in der Fraßnutzung der Biotoptypen durch Heckrinder und Koniks im extensiven Ganzjahresbeweidungssystem des Untersuchungsgebiets in der Emsaue bei Telgte? Welche Auswirkungen hat dieses Weideverhalten auf die Vegetation? Zeigen sich insbesondere Unterschiede zwischen Ganzjahres- und Saisonbeweidung? Wie sind diese aus naturschutzfachlicher Sicht zu bewerten?

Untersuchungsfläche

Das Untersuchungsgebiet, die Weidefläche „Lauheide“, hat eine Größe von gut 22 ha und liegt in der im Rahmen des Emsauenschutzkonzeptes renaturierten, rezenten Emsaue östlich von Münster-Handorf und südwestlich Telgte-Westbevern auf Telgter Stadtgebiet (NSG und FFH-Gebiet). Nach dem Erwerb durch das Land NRW im Jahre 1999 fielen die Flächen zunächst brach und begannen zu verbuschen (Steven 2007, mdl.). Der Auftrieb der Heckrinder erfolgte im April 2004, der der Koniks im August 2005 (Mantel 2007, schrl.) als Projekt im Rahmen der „Regionale 2004“.

Die Weidefläche grenzt unmittelbar an den Flusslauf und ist flussseitig nicht eingezäunt. Durch die Entfernung der Steinschüttung haben sich am Emsufer Steilabbrüche, Rutschungen, Sandbänke und Schlammflächen gebildet. Stellenweise sind an den Gewässerufern Erlen- und Weidenufergebüsche aufgewachsen. An einigen Stellen haben die Tiere Zugang zur hochwassersicheren Niederterrasse der Ems, die von Buchen-Eichenwald bestanden ist. Zur Terrassenkante hin liegt das Gelände meist etwas tiefer als die Uferbereiche unmittelbar am Fluss, sodass sich hier durch Hangwasser vernässte Bereiche befinden. Die Weidefläche ist von mehreren tiefgelegenen ehemaligen Emsrinnen durchzogen in denen flache Kleingewässer angelegt wurden, die vielfältige Ufer- bzw. Röhrichtvegetation aufweisen. Im zentralen Bereich befinden sich im Bereich einer ehemaligen Emsschleife ausgedehnte Feuchtgrünland- und Flutrasenflächen. Die Offenländer außerhalb der ehemaligen Emsrinnen sind zum überwiegenden Teil ehemalige Ackerflächen. Hier haben sich mesophile Grünländer mit hohem Anteil an Ruderal- und Saumarten etabliert. Im Gebiet befinden sich zahlreiche linienhafte und flächige Gehölzstrukturen.

Ziel des Naturschutzes ist die Schaffung einer reich strukturierten, halboffenen Weidelandschaft, Erhalt und Entwicklung naturnaher Biotope wie Feucht- und Magergrünländern, Auenwaldresten, Röhrichten, naturnahe Kleingewässern, Fließgewässer- und Auenstrukturen sowie die Förderungen einiger Arten halboffener Landschaften, etwa dem Laubfrosch (Hyla arborea) (Steven 2003), deren Vorkommen wohl auch darauf zurückzuführen ist, dass weite Teile der Emsaue bis ins 19. Jahrhundert hinein grünlanddominiert waren (Köster 1989) und unter anderem als Huteweiden genutzt wurden. Dies änderte sich mit der Ertragssteigerung durch Kunstdünger, Waldweideverbot, Allmendteilung, sowie die Emsregulierung (StUA Münster 2006).

Während der Untersuchungsphase von Februar bis August 2006 bestand eine Tierdichte von ca. 0,5 Großvieheinheiten pro Hektar (Mantel 2007, schrl.). Sie ist so bemessen, dass eine Zufütterung nur in Ausnahmefällen bei winterlichem Nahrungsmangel oder zur Gewöhnung an Menschen im Vorfeld von Fangaktionen stattfindet (Mantel 2006, mdl.). Im Untersuchungszeitraum erfolgte im Februar und März 2006 eine Zufütterung von sechs Rundballen Heu einer extensiven Feuchtwiese (Mantel 2006, mdl.), da die Vegetation in großen Bereichen der westlichen Flächen infolge von Baumfällarbeiten und Bauarbeiten an einer Flutrinne oberirdisch entfernt oder nicht mehr für die Tiere nutzbar war. Der ganz überwiegende Teil der adulten Weidetiere lebte seit Projektbeginn im Gebiet. Zwischen dem 13.07.2006 und dem 23.08.2006 waren keine Pferde im Gebiet vorhanden. Die Konikgruppe wurde in dieser Zeit vollständig ausgetauscht.

Witterung im Untersuchungszeitraum

Im Untersuchungsjahr waren die saisonalen Unterschiede der Witterung vergleichsweise extrem ausgeprägt. Verglichen mit den langjährigen Mittelwerten der Temperatur (DWD 2007) war der Winter 2005/2006 vor Untersuchungsbeginn außergewöhnlich kalt und bereits im November mit starkem Schneefall verbunden, der auch große Teile der langgrasigen Vegetation an den Boden drückte. Bis in den März fiel wiederholt Schnee, der in Schattenbereichen lange die Vegetation bedeckte. Ein größeres Winterhochwasser blieb aus. Lediglich die unteren Bereiche der Emsböschung und die zentralen, tiefstgelegenen Feuchtgrünlandbereiche und Kleingewässerufer waren längere Zeit überflutet. Auf ein relativ warmes und niederschlagsreiches Frühjahr folgte ein überdurchschnittlich warmer und trockener, im Juli für Münsteraner Verhältnisse sogar sehr heißer Sommer. In August fiel überdurchschnittlich viel Niederschlag.

Methoden

Da saisonale Nutzungsunterschiede im Zentrum des Interesses stehen, erfolgten im Jahre 2006 zu drei Jahreszeiten – Winter: Februar/März, Frühjahr: Mai/Juni, Sommer: August – Erhebungen zum Fraß an der Feldschichtvegetation, Schädigungen von Gehölzen sowie des Trittsiegelanteils außerhalb der Weidepfade.

Die Flächenpolygone einer Biotopkartierung bildeten die räumliche Bezugsbasis. Zu den Flächenpolygonen wurden im Juni und Juli floristische Artenlisten erstellt und die Artmächtigkeiten nach einer Schätzskala in enger Anlehnung an Barkmann (1964) in Frey & Lösch (1998) geschätzt.

Auf Grundlage dieser Artenlisten erfolgte eine Zusammenfassung ähnlicher Biotope zu Biotoptypen, die teils auf der pflanzensoziologischen Gliederung der Vegetation, teils auf Dominanzen von Arten oder Artengruppen basiert. Dabei wurden Arbeiten bzw. Kartieranleitungen von Neitzke et al. (2004), Foerster (1983), Ellenberg (2001), Oberdorfer (2006), König (2002), Rennwald (2000), Runge (1961), Schubert et al. (2001) und Verbücheln (1987) zu Rate gezogen. Die Biotoptypen sollten intern einen relativ einheitlichen Futterwert aufweisen (vgl. Briemle et al. 2002). Zwischen Biotoptypen, die fließende Übergänge aufweisen oder sich gegenseitig kleinflächig durchdringen, wurde teilweise keine einfache Trennung vorgenommen, sondern zwischen Rein- und Mischbeständen unterschieden, um bei den Auswertungen Unterschiede zwischen Biotoptypen nicht zu verwischen. Aufkommende Jungpflanzen von Gehölzen wurden bei der Erstellung der Artenlisten miterfasst.

Die Fraßerhebungen an der Feldschichtvegetation erfolgten nach einem Boniturschlüssel, modifiziert nach Benn (2002) in Holsten (2003), und wurden in Anlehnung an Bontjer und Plachter (2004) durch Angaben zur Fraßstruktur ergänzt (Tab. 1). Zusätzlich zu diesen systematischen Fraßerhebungen wurden Beobachtungen zum Verbiss einzelner, relevant erscheinender Pflanzenarten notiert, z. B. dominanzbildender Arten, Neophyten oder vom Vieh verschmähter Arten.

Tab. 1: Boniturschlüssel zur Beschreibung der Fraßintensität an der Feldschichtvegetation der Biotope. Vegetation gilt bei Abfraß auf etwa 10 cm als kurzgefressen. Oberflächlicher Fraß beihaltet z. B. Spitzenfraß oder Herausfressen einzelner Pflanzenindividuen aus einem Bestand, wobei der Großteil der Vegetation noch vorhanden ist. In Einzelfällen, in denen die Zuordnung zu einer Klasse nicht exakt möglich ist, erfolgt die Einstufung durch Schätzung des Anteils abgefressener Biomasse.

Zu den drei Aufnahmezeitpunkten wurde der Einfluss der Tiere auf Gehölze durch Fraß an Zweig- und Triebspitzen, Fraßkanten, Um- und Abbrechen kleinerer Sträucher und Junggehölze, Rindenschälung und -schädigung sowie Scheuerstellen untersucht. Pro Biotop und Gehölzart wurde der Anteil durch die Schädigungsformen betroffener Individuen, die Intensität des Spitzenverbisses und weitere Auffälligkeiten notiert.

Für die einzelnen Biotopflächen wurde eine Bestandeswertzahl ermittelt, die den Futterwert der Vegetation der Flächen für die Tiere wiedergibt. Die Beurteilung basiert auf den Futterwertzahlen nach Briemle et al. (2002), einer Modifizierung der ursprünglich durch Klapp et al. (1953) für landwirtschaftliche Nutztiere, insbesondere Rinder, entwickelten Wertzahlen (Tab. 2). Eine Bestandeswertzahl lässt sich nach Briemle et al. (2002) bzw. Klapp et al. (1953) unter Berücksichtigung der Massenprozente aus den Futterwertzahlen der in einem Bestand vorkommenden Arten berechnen. Im Rahmen dieser Arbeit wurde statt mit Massenprozenten mit den Klassenmittelwerten der Deckungsklassen gewichtet. Bei diesem Vorgehen erzielte Holsten (2003) im Rahmen von Begleituntersuchungen zu einem extensiven Beweidungsprojekt im Eidertal zufriedenstellende Ergebnisse. Um eine Überbewertung der relativ hochwertigen Gräser zu vermeiden, wurden zunächst für Poaceen und sonstige Arten getrennt gewichtete Mittelwerte berechnet und dann gemäß der Deckungsanteile beider Gruppen zu einem Gesamtwert verrechnet, denn es stellt sich auch das Problem, dass zu einigen der eher geringwertigen krautigen Arten in Briemle et al. (2002) keine Einschätzung des Futterwertes vorliegt, während die Gräser fast vollständig berücksichtigt sind. Der Bestandeswert von Biotoptypen wurde durch flächengewichtete Mittelbildung aus den Bestandeswerten der zugeordneten Einzelbiotopflächen errechnet. Die arithmetische Mittelbildung auf ordinal skalierten Variablen verbietet sich streng genommen, gehört jedoch bei den Futterwertzahlen wie auch den Ellenbergzeigerwerten zur gängigen Praxis (z. B. Briemle et al. 2002). Die Futterwertzahlen wurden der Online-Datenbank des Umweltforschungzentrums Leipzig-Halle GmbH (UFZ 2006) entnommen.

Tab. 2: Futterwertskala nach Briemle et al. (2002).

Zur Untersuchung des Zusammenhanges zwischen Bestandeswert und Fraßintensität wurden die Biotoptypen in Gruppen ähnlichen Bestandeswertes eingeteilt und untersucht, ob bei den Biotoptypen innerhalb dieser Gruppen Parallelen bzgl. der saisonalen Fraßintensität erkennbar sind. Zusätzlich wurde der statistische Zusammenhang zwischen Bestandeswert und Fraßintensität der Biotope mittels des Spearman-Rang-Korrelationskoeffizienten getrennt für die drei Aufnahmephasen untersucht. Dabei wurden nur Daten von Biotopen einbezogen, bei denen bei der Bestandeswertermittlung flächenmäßig mindestens 70 % der Vegetation berücksichtigt werden konnten und die nicht gestört oder überflutet waren.

Ergebnisse

Bestandeswert der Feldschichtvegetation

Tab. 3 gibt den mittleren Bestandeswert ausgewählter Biotoptypen im Untersuchungsgebiet wieder. Es wurde eine grobe Klassifizierung in Biotoptypen nahezu ohne Bestandeswert, solche mit geringem, mittlerem, hohem und sehr hohem Bestandeswert durchgeführt.

Tab. 3: Bestandeswerte ausgewählter Biotoptypen. In der letzten Spalte ist zunächst der mittlere Bestandeswert der Biotoptypen angegeben, in Klammern dahinter findet sich der jeweils kleinste und größte Einzelwert der dem Biotoptyp zugeordneten Einzelflächen. In Prozent angegeben ist der Flächenanteil der Biotoptypen an der Gesamtfläche des Weidegebietes.

Zusammenhang zwischen Bestandeswert der Feldschichtvegetation und Fraßintensität sowie saisonale Unterschiede

In allen drei Untersuchungsphasen besteht ein mittelstarker, positiver, auf dem Niveau von 0,01 signifikanter Zusammenhang zwischen der Bestandeswertzahl der Einzelbiotope und der Fraßintensität an ihrer Feldschichtvegetation. Die Unterschiede zwischen den drei Untersuchungsphasen sind relativ gering. Im Frühjahr ist die Korrelation am stärksten (rhoS: 0,648, N: 218), im Sommer am schwächsten (rhoS: 0,588, N: 222). Im Winter nimmt der Spearman-Rangkorrelationskoeffizient (rhoS) den Wert 0,598 an (N: 179). Der wechselnde Stichprobenumfang (N) geht auf Nichtberücksichtigung gestörter und überfluteter Flächen zurück.

Biotoptypen ähnlichen Bestandeswertes wurden saisonal oft in ähnlicher Intensität zur Nahrungsaufnahme genutzt. Die Fraßintensität stieg in der Regel mit zunehmendem Bestandeswert. Außerdem konzentrierte sie sich während der Vegetationsperiode stärker auf hochwertige Flächen, während außerhalb der Vegetationsperiode geringerwertige Flächen verstärkt mitgenutzt wurden. Der Fraß in einzelnen Biotoptypen mit Bezugnahme auf deren Bestandeswert wird im folgenden Abschnitt ausführlich beschrieben.

Fraß an der Feldschichtvegetation einzelner Biotoptypen sowie saisonale Unterschiede

Abb. 1 zeigt für ausgewählte Biotoptypen die Flächenanteile der sechs Klassen der Fraßintensität zu den drei Jahreszeiten. Aus Platzgründen werden in der Grafik Biotoptypencodes verwendet, die im folgenden Abschnitt jeweils in Klammern genannt sind und außerdem in Tab. 3 nachgelesen werden können.

Die Feldschichtvegetation des Buchen-Eichenwaldes an der Terrassenkante der Emsaue (WV) als Biotoptyp nahezu ohne Bestandeswert wurde während der gesamten Zeit fast nicht befressen (Abb. 1).

Auch die Feldschicht eines dauernassen, im Winter überstauten Erlenauenwäldchens, die einen geringen Bestandeswert aufweist, war zu allen Untersuchungszeitpunkten ungenutzt.

Biotoptypen mit geringem Bestandeswert – dazu gehören Nitrophytenfluren und Säume (NN, NNg, NU, NI), Solidago gigantea-Dominanzbestände (RS), Waldsimsenwiesen (S), Carex acuta-dominierte Bestände (C), Kleingewässer (K), Juncus spp.-dominierte Bestände (J) und Schlammfluren am Fluss (SF) – wurden im Frühjahr und Sommer überwiegend gar nicht bis sehr gering genutzt (Abb. 1). Falls vorhanden, wurde deren Vegetation aber im Winter befressen. Arten der Nitrophytenfluren starben im Winter größtenteils oberirdisch ab und waren dann nicht verfügbar. Das galt auch für die im Sommer dominanzbildenden Arten Impatiens glandulifera und Urtica dioica. Diese Arten dominieren die Bestandeswertberechnung. Fraßintensitäten aus dem Winter beziehen sich ggf. auf Begleitarten, wie z. B. Poa trivialis und andere Süßgräser, die im Sommer nur eine untergeordnete Rolle spielten, aber im Winter durch die Tiere nutzbar waren. Sie besitzen teils höhere Futterwerte. Arten der Nitrophytenfluren wurden von den Tieren zum großen Teil verschmäht. Ausnahmen bildeten Aegopodium podagraria und Urtica dioica. Aegopodium podagraria wurde oft bis auf wenige Zentimeter kurzgefressen und kam dann nicht zur Blüte. Bei Urtica dioica trat zwischen den Aufnahmen im Mai/Juni und August Triebspitzenfraß aus, der in einzelnen Biotopen bis zu 100 % der Triebspitzen und in etwa der Hälfte der Bestände über 50 % der Triebspitzen betraf und auch im Innern flächiger Bestände stattfand. In wenigen Fällen wurden Urtica dioica-Bestände auf unter 20 cm Höhe zurückgefressen. Impatiens glandulifera stirbt im Winter ab und war dann nicht verfügbar. Es wurde im Frühjahr und August kaum befressen. Bei einer Geländebegehung im Oktober waren die Impatiens glandulifera-Flächen und auch Impatiens glandulifera selbst teilweise befressen. Auf den Waldsimsenwiesen wurden im Winter die? zentralen, basisnahen und noch aufragenden Teile der Waldsimsen (Scirpus sylvaticus) verstärkt befressen, wobei aber große Teile der Pflanzen eine faulende Streuschicht bildeten, die nicht mehr zum Fraß genutzt wurde. Die Flächen wurden daher im Winter als gering befressen eingestuft. Nahezu alle krautigen Arten der Feuchtgrünländer und Röhrichte wurden von den Tieren kaum befressen oder völlig gemieden. Die großen Binsenarten– Juncus effusus, J. conglomeratus und J. inflexus – wurden im Winter meist bis auf wenige Zentimeter Höhe abgefressen. Sie ragten auch außerhalb der Vegetationsperiode und selbst während Schneebedeckung noch in die Höhe und blieben so für die Tiere gut verfügbar. Die Vegetation der Kleingewässer (K) setzt sich aus Arten der Röhrichte (hier dominieren vor allem Kleinröhrichte, nur zu kleinen Anteilen Großröhrichte mit Typha latifolia), Arten der Großseggenriede, Arten des Feuchtgrünlandes, Flutrasenarten, Binsen und Schlammflurvegetation zusammen. Sie wurde vor allem im ausgehenden Winter befressen. Die Carex acuta-dominierten Bestände (C), die im Untersuchungsgebiet allerdings nur kleinflächig vorkommen, waren im ausgehenden Winter meist auf 10 cm zurückgefressen, wobei sich allerdings große Mengen abgestorbener Seggenblätter am Boden befanden. Im Mai/Juni waren die Carex acuta-dominierten Bestände nur noch sehr gering bis gering befressen und im August weitgehend ungenutzt.

Biotoptypen mit mittlerem Bestandeswert – hierzu gehören Ruderalvegetation (RR), Elymus repens-reiche Bestände (RE), Tritt- (T) und Flutrasenvegetation (Fl), Feuchtgrünland (MM), Holcus lanatus-reiche Bestände (H) und Phalaris arundinacea-reiche Bestände (RP) – wurden überwiegend ganzjährig in mittlerer Intensität zum Fraß genutzt. Die Fraßintensität war im ausgehenden Winter meist am stärksten und nahm bis August langsam um ein bis zwei Intensitätsstufen ab (Abb. 1). Elymus repens-reiche Bestände (RE), Tritt- (T) und Flutrasenvegetation (Fl) weisen innerhalb der Klasse etwas höhere Bestandeswerte auf und waren hinsichtlich der Fraßintensität bereits mit Biotoptypen hohen Bestandeswertes vergleichbar. Phalaris arundinacea-dominierte Bestände (RP) wurden ganzjährig überwiegend sehr gering bis gar nicht gefressen, im Winter und Frühjahr etwas verstärkt, und ähneln hinsichtlich Fraßintensität damit den Biotoptypen mit geringen Bestandeswerten. Solidago gigantea starb im Winter oberirdisch ab. Der Fraß entfiel ihren Dominanzbeständen dann auf die Begleitvegetation und variierte zwischen „sehr gering“ und „mittel“. Mit dem Aufwachsen von Solidago gigantea nahm der Fraß an der Begleitvegetation im Laufe der Vegetationsperiode ab. Solidago gigantea selbst wurde, abgesehen von geringem Spitzenfraß im August, überwiegend nicht befressen und dichte Dominanzbestände auch nicht betreten. Eine Ausnahme bildete ein sehr zentral gelegener Dominanzbestandes bei dem im August etwa ein Drittel der Triebspitzen auf 60 cm verbissen waren. Die als Ruderalvegetation gekennzeichneten Flächen enthielten oft einen nennenswerten Anteil von Grünlandarten. Die meisten typischen Ruderalarten, z. B. Artemisia vulgaris, Arctium minus, Bromus sterilis, Cirsium spp., Conyza canadensis, Saponaria officinalis oder Oenothera biennis, waren bei den Tieren offenbar unbeliebt. Tanacetum vulgare wurde je nach Nutzungsintensität der Biotopfläche stellenweise massiv und bis auf wenige Zentimeter zurückgefressen. Die Mehrheit der Pflanzen blieb allerdings ungeschädigt. Holcus lanatus war im Winter größtenteils an den Boden gedrückt und bildete eine Streuschicht. Phalaris arundinacea lag im Winter als abgestorbenes, überwiegend liegendes, zwischen 70 und 120 cm langes Stroh vor. Zum Teil stand es aber auch im Winter noch aufrecht und war dann meist auf 40 bis 70 cm oberflächlich zurückgefressen. Die Phalaris arundinacea-Säume des Emsufers wurden im Winter häufig überspült und waren dann für die Tiere nicht erreichbar. Im Mai/Juni war der überwiegende Teil sehr gering befressen und im August nahezu vollständig ungenutzt. Phalaris arundinacea-Ansammlungen in anderen Biotoptypen wurden zum Teil in o. g. Weise oberflächlich befressen.

Biotoptypen von hohem Bestandeswert – hierzu gehören Poa trivialis- (P) und Arrhenatherum elatius- oder Alopecurus pratensis-dominerte Bestände (O), Weidelgrasrasen (LT) und Festuca rubra/Agrostis capillaris-dominierte Bestände (FA) – waren während des ganzen Jahres überwiegend mäßig bis sehr stark befressen (Abb. 1). Ausnahmen bildeten eine besonders magere und trockene Magerweidefläche mit Auftreten von Sandmagerrasenarten („Magerrasen“: MR) und offenen Bodenstellen auf einer vor Projektbeginn oberflächlich abgeschobenen, südexponierten Sandböschung im August sowie die Poa trivialis-dominierten Bestände (P). Bereiche flächiger Kleingehölze mit Poa trivialis-dominierter Feldschicht wurden vor allem im Winter und im Sommer zum Fressen aufgesucht, kaum dagegen im Frühjahr. In an Arrhenatherum elatius- und Alopecurus pratensis-reichen Beständen lagen im Winter größere Anteile niedergedrückt am Boden, was möglicherweise bereits auf eine außergewöhnlich schneereiche Phase zu Beginn des Winters zurückzuführen war, im Westen der Fläche auch auf Baufahrzeuge. Die Weiderasen (LT, FA) waren im Winter mit durchschnittlich drei Zentimetern extrem tief abgefressen. Streu war praktisch nicht vorhanden.

Trittsiegelanteil

Im Winter waren deutlich mehr Trittsiegel erkennbar, als zu andere Jahreszeiten. Höhere Trittsiegelanteile fanden sich an Gehölzrändern, Kleingewässerufern, in Böschungsbereichen wie der Emsuferböschung und im Feuchtgrünland.

Aufkommen von jungen Gehölzen

Unter den aufkommenden Gehölzen dominieren in den Offenlandbereichen Schwarzerlen (Alnus glutinosa) und verschiedene Weidenarten (Salix alba, S. fragilis, S. caprea, S. cinerea und S. viminalis). Massiver Aufwuchs von Weiden (Salix spp.) findet vor allem in den zeitweilig überschwemmten und offenbodenreichen Uferbereichen der Kleingewässer statt, vereinzelt auch in anderen feuchten Offenlandbereichen. Jungpflanzen der Schwarzerle kommen im Feuchtgrünland, an feuchten Stellen nahe der Auenrandsenke und im Umfeld von Kleingewässern in teils erheblichem Umfang auf. Am Emsufer befinden sich mehrere Jahre alte Erlen- und Weidengebüsche. Jungpflanzen anderer Gehölzarten fanden sich im Untersuchungszeitraum im Offenland nur sporadisch und in den Gehölzen vor allem randlich.

Einfluss der Tiere auf Gehölze und saisonale Unterschiede

Die wichtigsten beobachteten Formen der Schädigung von Gehölzen im Untersuchungsgebiet sind der Fraß an Zweigspitzen und Blättern, das Um- und Abbrechen von kleineren Sträuchern und Gehölzjungpflanzen sowie Rindenschälung und -schädigung durch Fraß.

Mengenmäßig und vor dem Hintergrund der Offenhaltung wertvoller Offenlandbiotope im Weidegebiet war zum Untersuchungszeitraum vor allem der Einfluss der Weidetiere auf den Jungwuchs von Schwarzerle (Alnus glutinosa) und Weiden (Salix spp.) im Offenland von Bedeutung und wird im folgenden näher betrachtet. Jungwuchs von Dornsträuchern und anderen Gehölzarten im Offenland kam nur in Einzelexemplaren vor und soll daher hier nicht behandelt werden. Erwähnt sei, dass Brombeere (Rubus fruticosus agg.) und Himbeere (Rubus idaeus) aufgrund ihrer großen Blätter eine gewisse Anfälligkeit gegenüber Fraß besitzen und zudem bei den Tieren durchaus beliebt sind. Sie sind im Weidegebiet auf Gehölzrandbereiche beschränkt, die von den Tieren vergleichsweise selten aufgesucht werden. Die nur schwach bedornte Kratzbeere (Rubus caesius) wird in Offenlandbiotopen mitgefressen. An ausgewachsenen Stieleichen (Quercus robur) und Rotbuchen (Fagus sylvatica) und weiteren Baumarten der Waldbestände und Kleingehölze des Gebietes konnte im Untersuchungszeitraum keine nennenswerte Schädigung festgestellt werden. Das galt selbst für ausgewachsene Weichholzarten wie Silber- und Bruchweide (Salix alba, S. fragilis) sowie Hybridpappel (Populus x canadensis), die eine raue Borke aufweisen, deren Jungwuchs aber teils massive Schädigung erfuhr. Teils starke Rindenschäden durch Pferdefraß erlitt die Gewöhnliche Traubenkirsche (Prunus padus), die in Einzelexemplaren vorkommt.

Abgesehen von einigen Dornsträuchern, insbesondere Schlehe (Prunus spinosa), an denen die Tiere während der Vegetationsperiode die äußeren Zweigspitzen und Blättchen fressen, ist die Gehölzschädigung durch die Tiere im Winter deutlich stärker als im Frühjahr oder Sommer.

Die Rinder konnten im Rahmen von Einzelbeobachtungen während der Geländearbeiten häufiger fressend an verschiedenen Gehölzen beobachtet werden, darunter auch Jungwuchs von Schwarzerle (Alnus glutinosa), während das bei Pferden nur selten der Fall war.

Jungwuchs der Schwarzerle (Alnus glutinosa)
Jungwuchs von Schwarzerle, der noch nicht dem Einflussbereich der Tiere entwachsen war, zeigte zum ganz überwiegenden Teil (ca. 90 % der Jungbäume) sehr starke bis mäßige Fraßschäden an Zweigspitzen. Fraß fand nahezu ausschließlich während des Winters an den unbelaubten Zweigspitzen statt. Das wurde weitgehend verschmäht. Trotz des Spitzenfraßes wuchsen viele der Schwarzerlen im Offenland während der Vegetationsperiode weiter auf und erreichten regelmäßig auch Höhen, die außerhalb des Fraßeinflussbereichs der Weidetiere liegen. Umbrechen von mehrere Meter hohem Jungwuchs und Abbrechen, z. B. in Zusammenhang mit Drohgebärden von Stieren, fand vereinzelt statt, war aber mengenmäßig nicht von großer Bedeutung.

Jungwuchs der Weichhölzer (Salix spp., Populus spp.) und Strauchweidengebüsche
Jungwuchs von Weiden (Salix spp.), der dem Einflussbereich der Tiere noch nicht entwachsen war, wurde sehr stark befressen. Der Triebspitzenverbiss betraf an flachen Kleingewässerufern oft alle Individuen und war auch sonst im Offenland so stark, dass abgesehen von für die Weidetiere schwer erreichbaren Uferbereichen an der Ems Weidenjungwuchs im Offenland optisch nicht in Erscheinung trat in der Wuchshöhe auf wenige Dezimeter beschränkt blieb. Fraß fand ganzjährig statt, jedoch mit deutlichem Schwerpunkt im Winter. In größerem Umfang wurde ebenfalls in den Wintermonaten an wenigen Meter hohem Weidenjungwuchs die Rinde geschält. Die Ausprägung der Schälschäden – die Rinde war in Streifen abgezogen und nicht abgeknabbert –, Kot- und Trittspuren deuteten auf das Wirken der Rinder hin. Während in dichten Weidenufergehölzen an der Ems oft nur die äußeren Individuen einseitig betroffen waren, trotz der Schäden im Frühjahr austrieben und das Innere der meist sehr dichten Gebüsche gar nicht erreicht wurde, wurden einzelne gerade aufwachsende Jungweiden in Kleingehölzen in über der Hälfte der Fälle so stark geschädigt, dass sie abstarben. Einige für die Tiere schwer zugängliche Strauchweidengebüsche z. B. am Fuß von Steilufern der Ems, wiesen kaum Schäden auf. Rindenschälungen der o. g. Art traten auch an jungen Hybridpappeln (Populus x canadensis) auf, Pferdefraß an liegenden, toten Hybridpappelästen, die von Fällarbeiten zurückgeblieben waren, sowie beide Schädigungsformen an einer Gruppe junger Espen (Populus tremula).

Diskussion

Einfluss von Futtermenge, Futterqualität und Bestandesstruktur auf das Weideverhalten sowie saisonale Aspekte

Zwischen Fraßintensität und Bestandeswert von Biotopen besteht im Untersuchungsgebiet zu allen Jahreszeiten ein statistisch signifikanter, mittelstarker, positiver Zusammenhang. Zudem lassen sich Gruppen von Biotoptypen ähnlichen Bestandeswertes bilden, die intern starke Ähnlichkeiten der saisonalen Fraßintensität aufweisen. Der Bestandeswert von Biotopen hat damit einen hohen Einfluss auf das Weideverhalten, was auch aus anderen Beweidungsprojekten mit Pferden und Rindern berichtet wird (z. B. Buttenschøn und Buttenschøn 1982, Holsten 2003, Oheimb et al. 2006).

Die Beobachtung, dass die Weidetiere im Untersuchungsgebiet Biotoptypen mit hohem Bestandeswert ganzjährig stark, solche mittleren Wertes verstärkt außerhalb der Vegetationsperiode und geringwertige nahezu ausschließlich im Winter nutzen, ist auf eine saisonale Bedeutungsverschiebung der Faktoren „Futtermenge“ und „Futterqualität“ zurückzuführen. Der Biomasseaufwuchs von Grünlandvegetation und damit die verfügbare Futtermenge ist im Frühjahr am höchsten, sodass die Tiere dann in den von ihnen bevorzugten Beständen mit hohem Futterwert ihren Nahrungsbedarf decken können und entsprechend seltener geringerwertige Bestände aufsuchen. Der Biomasseaufwuchs nimmt im Laufe der Vegetationsperiode bis zum Winter ab, wodurch die Tiere nach dem Abweiden der hochwertigen Flächen zunehmend gezwungen sind, ihren Nahrungsbedarf in geringerwertigen Biotopen zu decken. Cornelissen & Vulink (1991) beschreiben diesen Zusammenhang nach Untersuchungen in den Niederlanden. Ähnliche Beobachtungen liegen auch z. B. aus dem Weidegebiet Höltigbaum in Schleswig-Holstein vor (Oheimb et al. 2006).

Die Fraßerhebungen an der Feldschichtvegetation lassen keine Unterscheidung des Einflusses der beiden Weidetierarten zu. Lediglich beim Fraß an der Rinde von Gehölzen ist dies oft möglich. Die Ergebnisse spiegeln also den Fraß unter gemischter Beweidung wieder, wobei der Einfluss der Rinder aber stark überwiegt, da das Zahlenverhältnis von Rindern zu Pferden, gemessen in Großvieheinheiten, im Untersuchungszeitraum ca. 8 : 3 betrug. Pferd und Rind sind Grasfresser (Cornelissen und Vulink 2001) und bevorzugen, falls verfügbar, nährstoffreiche, junge Futterpflanzen (Seifert et al. 2005). Dennoch bestehen gewisse Unterschiede in Verdauung und Nahrungswahl zwischen Rind und Pferd. So trennt der Verdauungstrakt von Pferden Rohfasermaterial relativ schnell von der Nahrung und scheidet es aus (Vulink et al. 2001). Bei Rindern ist der Verdauungsprozess langwieriger (ebd.) und die Nahrung wird intensiv durch Mikroben aufgeschlossen. Rinder sind daher stärker auf hochwertige Gräser angewiesen, während Pferde im Durchschnitt rohfaserreichere, eiweißärmere Nahrung selektieren (Krüger 1999, Seifert et al. 2005). Da Rindern im Gegensatz zu Pferden die vorderen Zähne des Oberkiefers fehlen, können Pferde sehr viel selektiver grasen (König 1994) und faserreiche Nahrung besser zerkleinern (Seifert et al. 2005). Rinder bevorzugen daher eher kurzgrasige Grasbestände mit homogener Struktur (Wallis de Vries & Daleboudt 1994). Des Weiteren können Pferde die Vegetation kürzer abfressen und tun dies auch gern (Seifert et al. 2005). Pferde verbringen einen größeren Anteil des Tages mit Fressen und sind mobiler, während Rinder täglich einige Stunden wiederkäuen und sich weniger fortbewegen (z. B. Fraser 1978, Sambraus 1978, Hart et al. 1993). Von Pferden ist bekannt, dass sie zumindest auf Intensivweiden Latrinenbereiche haben, in denen sie nicht fressen (z. B. Fraser 1978, Kolter et al. 1999, Schäfer 1978, Seifert et al. 2005). Diese treten bei vielen wildlebenden Populationen jedoch nicht auf (Kolter et al. 1999). Im Untersuchungsgebiet gab es nur während der Vegetationsperiode und im Umfeld weniger stark frequentierter Flächen Anzeichen für solche Latrinenbereiche.

Auch bezüglich des Gehölzfraßes gibt es Unterschiede zwischen den Tierarten. So können Rinder im Gegensatz zu Pferden Gehölze vermutlich besser verdauen und darin enthaltene sekundären Pflanzenstoffe detoxifizieren, z. B. Tannine und Phenole in Weiden (Salix spp.) (Vulink et al. 2001). Dies steht im Einklang mit den Beobachtungen im Untersuchungsgebiet, wonach gerade die relativ starken Schälschäden an jungen Weiden wohl den Rindern zuzuordnen sind. Stärkerer Fraß an Weiden durch Rinder als durch Pferde deckt sich auch mit Erfahrungen in anderen Weidegebieten (z. B. Buttenschøn & Buttenschøn 2001, Vulink et al. 2001). Möglicherweise dient der Gehölzfraß der Mineralstoffaufnahme (vgl. z. B. Zahn et al. 2001). Es wird aber auch von Pferden berichtet, dass diese Baumrinde abknabbern (z. B. Seifert et al. 2005, Schmidt & Becker 2000), was auch im Untersuchungsgebiet in einigen Fällen zu beobachten war und möglicherweise ebenfalls auf Mineralstoffmangel oder Langeweile zurückzuführen ist. Dass Rinder im Untersuchungsgebiet im Rahmen zufälliger Einzelbeobachtungen häufiger als Pferde fressend an Gehölzen angetroffen wurden, steht in Einklang zu den Aussagen in Vulink et al. (2001), jedoch in gewissem Widerspruch zu Erfahrungen mit Exmoorponys aus einem walddominierten Weidegebiet im Solling (Hutewaldprojekt), wonach sie dort im Winter etwa 50 % ihres Nahrungsbedarfs durch Knospenfraß an Buche decken (Gerken et al. 2008). Aus einem anderen Untersuchungsgebiet im Wesertal wird von Rindenschälung an Weiden durch die Ponys berichtet (ebd.). Buttenschøn & Buttenschøn (2001) gehen davon aus, dass Rinder Gehölze insgesamt stärker oder in ähnlichem Umfang verbeißen wie Pferde, es zwischen Gehölzarten aber Unterschiede gibt, z. B. bei Salix spp. (s. o.).

Bei vielen Flächen mit mittleren Bestandeswerten und horstiger oder fleckenhafter Bestandesstruktur nimmt die Fraßnutzung im Laufe der Vegetationsperiode zwischen Frühjahr und Sommer ab, was wohl in einer Abnahme der Futterqualität und Veränderungen der Bestandesstruktur begründet liegt. Dies gilt für Saum- und Ruderalvegetation, Holcus lanatus- und Elymus repens-bestände. Diese Biotope werden eher mäßig befressen und weisen eine horstige bis fleckenhafte Bestandesstruktur auf, sodass viele Pflanzen hoch aufwachsen und dabei der Anteil schwer verdaulicher Gerüstsubstanzen zunimmt. Der Futterwert von Pflanzenarten verringert sich in der Regel mit dem Alter bzw. dem Voranschreiten der Vegetationsperiode, was für Gräser und krautige Arten gilt (z. B. Vulink & Drost 1991b)1. Es wurde bereits erwähnt, dass Rinder weniger selektiv fressen können als Pferde, eher homogene hochwertige Grasbestände bevorzugen und weniger rohfaserhaltige Nahrung aufnehmen. Gerade im August kommt die Struktur vieler Bestände mittleren Futterwertes mit einer fleckenhaften oder horstigen Struktur und hohem Anteil hochwüchsiger Kräuter den Vorlieben der Rinder wohl nicht entgegen. Da viele hochwüchsige Kräuter im Winter oberirdisch absterben, treten sie dann und im Frühjahr noch nicht stark in Erscheinung. Die Fleckengröße bezüglich der Fraßstruktur nimmt vom Winter zum Sommer ab, wobei viele der Flächen im Winter sogar einen homogenen Eindruck machen. Wahrscheinlich führen neben der Abnahme der Futterwerte der hoch aufwachsenden Pflanzen auch diese Veränderungen der Bestandesstruktur auf Flächen mit mäßigem Bestandeswert zu einem Attraktivitätsverlust vom ausgehenden Winter bis zum Sommer.

___
1 Eine Abnahme der Futterqualität könnte auch ein Grund für das Absinken der Fraßintensität auf der als „Magerrasen“ bezeichneten besonders trockenen und Magerweidefläche zwischen Frühjahr und August sein. Die oberirdischen Pflanzenteile waren im Sommer zu großen Teilen verdorrt und abgestorben.

Der Fraß von Weidetieren kann sich wiederum auf den Futterwert und die Struktur der Vegetation auswirken und sich damit über Rückkopplungseffekte selbst beeinflussen. So bleiben kurzgefressene Weiderasen durch ständigen Neuaustrieb und Verhinderung des Aufwachsens hochwüchsiger Kräuter dauerhaft attraktiv (vgl. z. B. Adler et al. 2001, Wallis de Vries & Daleboudt 1994), während weniger befressene Bereiche hoch aufwachsen und dadurch zusätzlich an Attraktivität verlieren. Diese Rückkopplungseffekte können dazu führen, dass sich Beweidungsmuster über viele Jahre festigen (z. B. Bunzel-Drüke et al. 2003, Zahn et al. 2001) oder auch die Vornutzung vor dem Beginn der Beweidung das Beweidungsmuster beeinflusst (Bunzel-Drüke et al. 2003). Im Untersuchungsgebiet waren z. B. Weideflächen, die bereits vor Projektbeginn kurzrasige Vegetation aufwiesen, und ehemals gemähte Bereiche an den alten Fahrwegen entlang des Flusses weiterhin sehr intensiv genutzt. Letzteres beobachteten auch Bunzel-Drüke et al. ( 2003) in einem Beweidungprojekt in der Lippeaue. Im Untersuchungsgebiet ist die Ausprägung und Festigung eines im Vergleich zu den ehemaligen landwirtschaftlichen Parzellen recht kleinteiligen Mosaiks stark befressener Weiderasen und bracheähnlicher Grünlandbereiche zu erwarten, wobei erstere eher emsnah und im Bereich der ehemaligen Fahrwege liegen werden und zur feuchten Auenrandsenke hin mit einer stärkeren Verbrachung zu rechnen ist. Möglicherweise kann man sich die Rückkopplungseffekte zwischen Futterwert und Fraßintensität auch im Rahmen von naturschutzfachlichen Managementmaßnahmen zunutze machen, indem man z. B. die Weidetiere durch wiederholte Mahd gezielt auf bestimmte Flächen lenkt.

Nutzung verschiedener Biotoptypen unter besonderer Berücksichtigung saisonaler Unterschiede sowie naturschutzfachliche Bewertung

Abschließend sollen nun die Beobachtungen zur Fraßnutzung des Weidegebietes durch die Weidetiere aufgegriffen und in Zusammenschau mit Erfahrungen aus anderen Projekten erste Einschätzungen aus naturschutzfachlicher Sicht getroffen werden, auch wenn die Beobachtungen im Rahmen dieser Arbeit nur eine Momentaufnahme darstellen.

Gehölze

Vor dem Hintergrund des Leitbildes einer halboffenen Weidelandschaft ist die Gehölzentwicklung, insbesondere mögliche Veränderungen der Gehölz-Offenland-Verteilung, von Bedeutung. Im Untersuchungsgebiet und -zeitraum spielte diesbezüglich vor allem das Aufwachsen von Schwarzerlen- (Alnus glutinosa) und Weidenjungwuchs (Salix spp.) in feuchten Offenlandbiotopen in teils erheblichen Individuenzahlen eine Rolle. Eine für historische Hutelandschaften typische, dynamische Veränderung des Gehölz-Offenland-Mosaiks unter Einfluss von Dornsträuchern, die aufgrund der Bedornung allzu starken Rückfraß verhindern, sich in Offenlandflächen etablieren und in ihrem Schutz auch das Heranwachsen andere Arten, wie z. B. Stieleiche (Quercus robur), ermöglichen (vgl. z. B. Pott & Hüppe 1991, Hüppe 1997, Vera 1999), war wohl aufgrund der kurzen Projektlaufzeit noch nicht zu beobachten. Auch gab es keinerlei Hinweise auf ein Auflichten der Waldbereiche oder flächigen Kleingehölze, da die bestandsbildenden Baumarten durch Fraß nicht wesentlich betroffen waren. Es sei an dieser Stelle erwähnt, dass es aus anderen Beweidungsprojekten Beobachtungen gibt, wonach insbesondere Pferde auch die Rinde ausgewachsener Waldbäume wie Stieleiche (Quercus robur) befressen und diese zum Absterben bringen können (z. B. Mantel, mdl. Mitt. 2014). Es ist aber wohl zu erwarten, dass eine Auflichtung von Gehölzbereichen eher langfristig, durch Verhinderung der Gehölzverjüngung in deren Innern erfolgt. Die Naturverjüngung ist dort schattenbedingt gehemmt und die Jungpflanzen stehen aufgrund der vergleichsweise geringen Krautschicht besonders exponiert (Berger 1996). Schwerpunkte der Naturverjüngung sind Lichtungen, die z. B. durch den Kollaps alter Bäume entstehen (Remmert 1991). Vermehrter Graswuchs lockt hier aber wiederum große Pflanzenfresser an, die den Jungwuchs zerstören. Dies ist auch von historischer Waldweide bekannt (Vera 1999). Im Untersuchungsgebiet wurde beobachtet, dass insbesondere die Rinder flächige Gehölze regelmäßig aufsuchten und dort Poa trivialis-Bestände befraßen (Kotstellen, Fraßerhebungen). Eine Auflichtung von Gehölzbereichen wäre vor dem Hintergrund des Leitbildes einer halboffenen Landschaft durchaus positiv und nicht als Schaden zu werten. Das weitgehende Nichtbetreten der Buchen-Eichenwälder der Terrassenkante (Kotstellen, Fraßerhebungen) ist vermutlich auch auf die Eigenarten des Untersuchungsgebietes (starke Hangneigung, erschwerte Zugänglichkeit durch hangparallele Gräben und Kleingewässer) zurückzuführen.

Die Schädigung von Schwarzerlenjungwuchs (Alnus glutinosa) im Offenland geschah fast ausschließlich in den Wintermonaten und fiel während der Vegetationsperiode nur sehr gering aus. Vielfach wird in der Literatur beschrieben, dass der Fraß von Rindern und Pferden an Erlenjungwuchs so gering ist, dass ein Aufwachsen von Erlen im Offenland wohl nur um einige Jahre verzögert, nicht aber auf Dauer verhindert wird (z. B. Holsten 2003, Obermeier et al. 1999, Wagner et al. 2004, Zahn et al. 2002). Die Literaturzitate beziehen sich jedoch auf Weidesysteme, in denen die Tiere nicht ganzjährig bzw. ganzjährig auf derselben Fläche weiden. Da die Erlenschädigung gerade im Winter erfolgt, ist der schädigende Einfluss der Weidetiere auf Erlenjungwuchs bei Ganzjahresbeweidung wohl stärker als bei Saisonbeweidung im Sommerhalbjahr. Doch scheint auch im Untersuchungsgebiet ein Aufwachsen von Erlen in vielen Bereichen nur verzögert, aber nicht verhindert zu werden, sodass Erlen dem Fraßbereich der Tiere entwachsen können und danach zum überwiegenden Teil kaum mehr wesentliche Schädigung erfahren. So konnten sich z. B. bei extensiver Ganzjahresbeweidung in der Lippeaue mit etwas geringerer Besatzdichte als im Untersuchungsgebiet vorwaldähnliche Erlengehölze etablieren (Bunzel-Drüke et al. 2003). In einigen naturschutzfachlich wertvollen Offenlandbereichen wie Feuchtgrünländern und Kleingewässern wird damit hin und wieder ein Eingreifen mit der Motorsäge notwendig sein, will man sie offen halten. Die betroffene Fläche ist im Untersuchungsgebiet aber von relativ geringer Größe. Andernorts kann das Aufkommen von Erlen vor dem Leitbild der halboffenen Weidelandschaft und als Bestandteil der heutigen potentiellen natürlichen Vegetation (Erlenbrücher der Auenrandsenke, erlenreiche Hartholzauenwälder) (vgl. Lohmeyer & Trautmann 1960 in Köster 1989) dagegen auch als Bereicherung angesehen werden.

Weidenjungwuchs (Salix spp.) im Offenland wird im Gegensatz zu dem der Schwarzerle sehr stark befressen und erreicht, abgesehen von schwer zugänglichen Uferbereichen der Ems, lediglich Höhen von wenigen Dezimetern. Im Winter wurden selbst Weiden von einigen Metern Höhe durch Rindenschälung geschädigt. Von massiven Fraß an Weiden unter Rinderbeweidung wird in der Literatur vielfach berichtet (z. B. Bunzel-Drüke et al. 1999, Buttenschøn & Buttenschøn 2001, Cornelissen & Vulink 2001, Popp & Plachter 2004, Zahn 2001). Von Rindenschälungen an Weiden durch Heck- bzw. Gallowayrinder berichten Bunzel-Drüke et al. (1999) und Zahn (2001). Eine Verhinderung des Durchwachsens von Weidenjungwuchs an für die Tiere zugänglichen Kleingewässerufern und im Offenland scheint sehr wahrscheinlich. In den dichten, bereits 6 m Höhe erreichenden Uferweidengebüschen ist die Schädigung vor allem auf die äußersten Individuen beschränkt, die oft auch nur von einer Seite angegriffen werden. An einigen unzugängliche Steilufern sind derzeit Weiden dem Fraß durch Weidetiere weitgehend entzogen. Ähnliches gilt für einige Strauchweidengebüsche an schwer zugänglichen Kleingewässerufern. Wahrscheinlich werden sich in schwerzugänglichen Uferbereichen von Ems und Kleingewässern Uferweidengebüsche etablieren oder halten. Gerade aufwachsende Einzelindividuen von Jungweiden in Kleingehölzen anderer Baumarten werden dagegen vermutlich überwiegend durch die Weidetiere zerstört.

Neben einem schädigenden können große Weidetiere auch einen fördernden Einfluss auf die Etablierung von Gehölzjungwuchs haben (Crawley 1983). Hindernisse bei der generativen Verbreitung von Gehölzen im Grünland sind Streuschichten (Pott & Hüppe 1994, Wolf 1980) und krautige Konkurrenz (Berger 1996, Buttenschøn & Buttenschøn 2001, Wolf 1980). Gehölze keimen daher in Offenlandbiotopen vor allem an Stellen, an denen die krautige Konkurrenz gering ist (Berger 1996). In Trittsiegeln entstehen kleine Offenbodenstellen, – im Untersuchungsgebiet vor allem in feuchten Grünlandbereichen, an steileren Kleingewässerufern und der Emsböschung. In diesen Bereichen konnte auch vermehrt Erlenjungwuchs (Alnus glutinosa) beobachtet werden. Es ist daher zu vermuten, dass die kleinen Offenbodenstellen als Keimbett für Erlen dienen könnten. Auch in anderen extensiven Weidegebieten wurde beobachtet, dass große Weidetiere besonders in feuchten Offenlandbereichen durch Tritt die Keimung von Gehölzen und speziell von Erlen fördern können (Holsten 2003, Obermeier et al. 1999). In einigen sehr kurz befressenen, feuchteren Weiderasen des Untersuchungsgebietes aus Festuca rubra, Lolium perenne, Poa trivialis und Trifolium repens wachsen ebenfalls zahlreiche junge Erlen auf, obwohl hier kaum Narbenschäden erkennbar sind. Vermutlich fördert hier die fraßbedingt geringe Streumenge und geringe Konkurrenz durch die Feldschichtvegetation die Etablierung junge Erlen. Wachsen die Jungerlen heran, werden sie durch die Tiere regelrecht freigestellt, wovon auch Wagner et al. (2004) berichten. In Flutrasen mit dichtem Filz aus Agrostis stolonifera und Alopecurus geniculatus konnten dagegen kaum keimende Erlen beobachtet werden. Der fördernde Einfluss der Weidetiere auf Gehölzjungwuchs könnte gerade bei Ganzjahresbeweidung besonders groß sein, da im Winter mehr Trittsiegel erkennbar sind und die Vegetation besonders kurzgefressen wird. Eine Einschätzung der zukünftigen Entwicklung von Erlen- und Weidenjungwuchs in den Offenlandbereichen des Untersuchungsgebiets wurde bereits gegeben.

Krautige und Grasvegetation

Dominanzbestände von Brennessel (Urtica dioica) und Riesengoldrute (Solidago gigantea) können Offenlandbereiche aus naturschutzfachlicher Sicht entwerten. Beide Arten werden von Briemle et al. (2002) als sehr weideverträglich eingestuft, was sie damit begründen, dass die Arten von geringem Futterwert sind und ihre Bestände fast nicht betreten werden. Nach oberirdischem Absterben der Pflanzen im Winter wurden im Untersuchungsgebiet Dominanzbestände beider Arten von den Tieren jedoch in größerem Umfang betreten - was Kotstellen, Tritt- und Fraßspuren zeigten - und es wurde dort Begleitvegetation gefressen, z. B. Grünlandgräser wie Arrhenatherum elatius, Dactylis glomerata, Holcus lanatus, Lolium perenne oder Poa trivialis. Aus niederländischen Beweidungsprojekten wird berichtet, dass Koniks im Winter auch abgestorbene Brennnesseln aufnehmen (Vulink 1991) und deren Wurzeln mit den Hufen aus dem Boden schlagen (Krüger 1999). Es ist anzunehmen, dass die winterliche Trittbelastung schädigend auf Urtica dioica und Solidago gigantea wirkt. Beide Pflanzenarten werden durch Briemle et al. (2002) als sehr trittempfindlich bis trittunverträglich eingestuft. Die im Untersuchungsgebiet beobachtete teils deutliche Auflichtung der Urtica dioica-Bestände während der Vegetationsperiode durch Spitzenfraß könnte die Begleitvegetation zusätzlich fördern. So berichten z. B. Holsten 2003, Scholz 1995 und Oheimb et al. 2006 von einer Ausbreitung von Poa trivialis in Urtica dioica-Dominanzbeständen unter extensiver Beweidung und Holsten (2003) weist auch auf eine Attraktivitätssteigerung der Bestände durch Förderung der Begleitvegetation hin. Fraß an Urtica dioica selbst - in ähnlicher Form wie beschrieben - wurde auch in anderen Beweidungsgebieten mit Rindern beobachtet (Holsten 2003, Obermeier et al. 1999, Vulink & Drost 1991a, b, Zahn et al. 2001). Offenbar besitzt Urtica dioica zu bestimmten Jahreszeiten, entgegen der Einstufung durch Briemle et al. (2002), einen höheren Futterwert. Von einem Zurückdrängen von Urtica dioica-Beständen unter Rinderbeweidung wird in der Literatur häufiger berichtet (z. B. Holsten 2003, Oheimb et al. 2006 – dort Rinder und Heidschnucken –, Scholz 1994, Schrautzer et al. 2004, Zahn et al. 2001). Im Gebiet Höltigbaum wurde auch Solidago canadensis unter extensiver Beweidung mit Rindern und Schafen stark verbissen und die Bestände brachen zusammen (Oheimb et al. 2006). Seifert et al. (2005) berichten dagegen von Erfahrungen mit Pferden, dass Solidago spp. nicht ausreichend befressen werden und eine mechanische Bekämpfung notwendig ist. Im Untersuchungsgebiet wurde in einem zentral gelegenen Dominanzbestand und an isoliert liegenden, kleineren Beständen von Solidago gigantea Spitzenfraß festgestellt. Die Parallelen zwischen Beobachtungen im Untersuchungsgebiet und anderen extensiven Weidegebieten lassen einen Rückgang von Urtica dioica im Untersuchungsgebiet erwarten, was auch mit Beobachtungen von Bunzel-Drüke et al. (2003) von extensiver Ganzjahresbeweidung im Einklang stünde, wonach Urtica dioica-Bestände nur in selten von Rindern aufgesuchten Bereichen vorkommen. Eine Entwicklungsprognose bezogen auf die Solidago gigantea-Dominanzbestände im Untersuchungsgebiet ist schwierig. Offenbar ist gerade Winterbeweidung in der Lage, Dominanzbestände von Urtica dioica und wahrscheinlich auch Solidago gigantea zurückzudrängen.

Auch Indisches Springkraut (Impatiens glandulifera) gehört zu den potentiell dominanzbildenden und als Neophyten kritisch zu betrachteten Arten. Im Untersuchungsgebiet war erst im Herbst Fraß in geringem Umfang festzustellen und es war in Dominanzbeständen an den Emsböschungen und an Gehölzrändern auch lediglich ein kleiner Anteil der Pflanzen umgetreten. Blüte und Aussamen waren hier kaum beeinträchtigt. Im Winter wiesen Impatiens glandulifera-Bestände höhere Offenbodenanteile auf, da die Art zu dieser Zeit abgestorben ist und die Weidetiere in den dann kaum bewachsenen Bereichen in größerem Umfang Trittsiegel erzeugen, was die Keimung fördern könnte. Abgesehen von den Saumbereichen erreicht Impatiens glandulifera im Offenland aber in der Regel Deckungen unter 5 %. Eine flächenmäßige Ausbreitung außerhalb der Säume ist damit eher nicht zu erwarten.

Viele krautige Arten der Ruderalvegetation sind, wie auch die Arten der Nitrophytenfluren und Säume, als Futterpflanzen bei den Tieren unbeliebt und werden nicht oder kaum befressen. Vor allem in mäßig genutzten Offenlandbereichen von mäßigem Bestandeswert, ist mit deren Ausbreitung zu rechnen. So entstehen krautreiche, ruderalisierte, mesophile Grünländer. Bunzel-Drüke et al. (2003) berichten aus langjährigen Erfahrungen mit extensiver Heckrinder-Beweidung in der Lippeaue ebenso von einer Zunahme des Anteils hoher Kräuter in Grünlandbereichen. In vielen Offenlandbereichen des Untersuchungsgebietes, auch Grünlandbeständen, treten einjährige Pionierarten, weitere kleinwüchsige Ruderalarten, Trittrasenarten, Segetalarten sowie Arten der Zwergbinsengesellschaften und Uferschlammfluren häufig auf. Ähnliches berichten Gerken & Martensen (2003) aus einem Weideprojekt im Solling. Die Arten werden wahrscheinlich durch viehtrittbedingte Narbenverletzung, Streuentfernung durch Fraß und Schaffung konkurrenzarmer, kurzrasiger Bereiche bei fleckenhaften Fraßmustern gefördert. Gerade Holcus lanatus-reiche Bestände wurden im Winter stark und besonders durch die Rinder (Kotstellenverteilung) zum Weiden aufgesucht und dort die Streuschicht aus niedergedrücktem Gras gefressen. Abbau von Streuschichten durch die Weidetiere wurde auch in anderen Weidegebieten beobachtet (Schmidt & Becker 2000, Oheimb et al. 2006). Er geschieht bei Ganzjahresbeweidung vor allem bei winterlichem Nahrungsmangel. Besonders in den mäßig genutzten Biotoptypen findet im Untersuchungsgebiet bei hohem Nahrungsangebot während der Vegetationsperiode horstiger oder fleckenhafter Fraß statt. Adler et al. (2001) stellten durch Vergleich der Resultate zahlreicher Feldstudien fest, dass gerade fleckenhafter Fraß, bei dem das Fraßmuster kleinräumiger variiert als die räumliche Struktur der Vegetation, im Gegensatz zu homogenem und selektivem Fraß einen Anstieg der räumlichen Heterogenität der Vegetation zur Folge hat. In krautreichen, ruderalisierten, mesophilen Grünlandbereichen fördert extensive Ganzjahresbeweidung offenbar auf vielfältige Weise die Arten- und Strukturvielfalt.

Einige kurzrasige Weiderasen v. a. im Bereich oder nahe der ehem. Fahrwege entlang der Ems waren ganzjährig stark befressen. Durch die hohe Fraßintensität und die Schaffung von Offenboden durch Tritt, Wälzen der Pferde im Sand (eigene Beobachtungen, vgl. auch Stroh et al. 2004, Schäfer 1978) und die Flussdynamik (Übersandung, Uferrutschungen und -abbrüche) ist in den genannten Bereichen und an der Emsböschung eine Förderung konkurrenzschwacher Arten des Magergrünlandes und der Sandmagerrasen zu erwarten, von denen bereits heute Carex arenaria, Medicago falcata, Vicia lathyroides, Cerastium arvense, Centaurium erythaea, Cynosurus cristatus, Galium verum, Trifolium arvense, Erodium cicutarium, Erophila verna, Ornithopus perpusillus, Rumex acetosella, Trifolium campestre und Thymus pulegioides vorkommen. Vor dem Emsausbau war für die Uferböschungen das Vorkommen von Heidenelkenrasen (Diantho-Armerieten) typisch (vgl. Steven 2003).

Die unverbrachten, von Glatthafer (Arrhenatherum elatius) und Wiesenfuchsschwanz (Alopecurus pratensis) dominierten Grünlandbestände sind aufgrund ihres Futterwertes für die Weidetiere attraktiv und werden zu allen Jahreszeiten aufgesucht und intensiv beweidet. Die beiden Grasarten sind wie auch die im Untersuchungsgebiet vorkommenden typischen krautigen Arten der Frischwiesen wenig tritt- und weideverträglich (Briemle et al. 2002). Zur Entwicklung oder Erhaltung unverbrachter, pflanzensoziologisch gut ausgeprägter Glatthaferwiesenbestände scheint extensive Beweidung daher kaum geeignet. Dieses Ergebnis war allerdings zu erwarten, da Mähwiesengesellschaften unter Mähnutzung zu bestimmten, festgelegten Zeitpunkten entstehen, die Nutzung unter Ganzjahresbeweidung dagegen ungelenkt stattfindet. Auch Seifert et al. (2005) schließen aus den Ergebnissen mehrerer Studien im südwestdeutschen Raum, dass artenreiche Glatthaferwiesen nur dann unter Beweidung erhalten werden können, wenn die Weidenutzung dem traditionellen Nutzungsregime entspricht, z. B. bei zweimal jährlicher Kurzzeitweide. Es ist zu erwarten, dass sich reine Bestände von Arrhenatherum elatius oder Alopecurus pratensis entweder zu Weiderasen oder – wenn sie bereits von Arten der Ruderalfluren und Säume durchsetzt sind – zu krautreichen, ruderalisierten, mesophilen Grünlandbeständen entwickeln, die allerdings eine hohe Arten und Strukturvielfalt aufweisen (s. o.). Pflanzensoziologisch besonders gut ausgeprägte und naturschutzfachlich wertvolle Glatthaferwiesen kommen im Untersuchungsgebiet derzeit nicht vor.

Wie im Falle versaumender, mesophiler Grünländer werden auch in Feuchtgrünländern und Flutrasen viele krautige Pflanzen von den Weidetieren verschmäht oder sind sehr unbeliebt. So ist mit einer zunehmenden Verkrautung und einem zukünftig bracheähnlichen Charakter der Feuchtgrünländer im Weidegebiet zu rechnen. Möglicherweise geht dies zum Nachteil kleinwüchsiger, typischer Feuchtwiesenarten. Seifert et al. (2005) merken an, dass es sich bei Feuchtwiesen meist um traditionelle Mähwiesen handelt, deren charakteristische Arten an das Mahdregime angepasst sind und die durch Beweidung nur dann erhalten werden können, wenn der Beweidungsrhythmus dem traditionellen Mahdregime entspricht. Viele Arten kommen erst im Hochsommer zur Samenreife (ebd.). Diesen Arten kommt vermutlich entgegen, dass in den Feuchtgrünländern des Untersuchungsgebietes aufgrund des geringen Futterwertes Fraßnutzung überwiegend außerhalb der Vegetationsperiode stattfand, was möglicherweise noch durch die Abgelegenheit, Kleinflächigkeit sowie die inhomogene Struktur der Bestände verstärkt wird. Die Feuchtgrünländer weisen vor allem im Winter in größerem Umfang Narbenschäden durch Viehtritt auf, was in der Literatur meist negativ bewertet wird. So kann Viehtritt im Feuchtgrünland das Aufkommen von Juncus spp. und Störzeigern fördern (Seifert et al. 2005) und wahrscheinlich auch die Keimung von Schwarzerle (Alnus glutinosa). Das die extensive Ganzjahresbeweidung ein weiteres Aufwachsen der Erle im Feuchtgrünland wohl nur verzögert, nicht aber verhindert, wurde bereits diskutiert. Dagegen liegt ein positiver Effekt der winterlichen Trittbelastung wohl im Zurückdrängen der im Feuchtgrünland zur Dominanzbildung fähigen Arten Phalaris arundinacea, Urtica dioica und Scirpus sylvaticus, die alle trittempfindlich bis trittunverträglich sind (Briemle et al. 2002). Holsten (2003) beobachtete ein Zurückdrängen der beiden erstgenannten Arten in Feuchtgrünländern unter dem Einfluss extensiver Ganzjahresbeweidung und führt dies auf Viehtritt zurück. Die Wirkung extensiver Ganzjahresbeweidung auf Feuchtgrünländer ist damit insgesamt ambivalent. Extensive Ganzjahresbeweidung ist wohl keine optimale Lösung zu deren Erhalt und Entwicklung, jedoch einem vollständigen Brachfallen vorzuziehen. Ähnlicher Auffassung sind z. B. Seifert et al. (2005) und Zahn et al. (2001). Flutrasen sind sehr weideverträglich (Briemle et al. 2002). In noch stärkerem Maße gilt das für Agrostis stolonifera als bestandesbildender Grasart. Nach Wallis de Vries & Daleboudt (1994) kann sie sich unter Rinderbeweidung offenbar ausbreiten. Auch Holsten (2003) beobachtete eine Ausbreitung von Flutrasenarten in Feuchtgrünlandbrachen unter extensiver Beweidung. Wohl aufgrund des etwas höheren Futterwertes und der homogeneren Bestandesstruktur werden Flutrasen auch außerhalb der Vegetationperiode beweidet und verkrauten weniger stark.

Die Ufervegetation der Kleingewässer setzt sich im Gebiet aus Röhricht- und Großseggenvegetation, krautigen Vertretern der Grünlandvegetation feuchter Standorte, Flutrasenarten, Binsen und Schlammflurvegetation zusammen, - darunter auch mehrere in ihrem Bestand gefährdete Arten. Der Großteil der an den Kleingewässerufern verbreiteten Arten ist bei den Weidetieren unbeliebt und wird während der Vegetationsperiode nicht oder kaum befressen. Bei Nahrungsknappheit im Winter werden Kleingewässer etwas häufiger zum Fressen aufgesucht (vgl. auch Oheimb 2006). Vegetationsveränderungen durch Fraß sind kaum zu erwarten. Selbst die hochwüchsigen Binsenarten (Juncus effusus, J. conglomeratus, J. inflexus), die im Winter und besonders bei Schneebedeckung massiv befressen werden (vgl. auch Holsten 2003, Putfarken et al. 2004), zeigen in anderen Weidegebieten keine rückläufige Bestandesentwicklung, sondern nehmen teils durch trittbedingte Bodenverdichtung sogar zu (vgl. Holsten 2003, Zahn et al. 2001). Abgesehen von den hochwüchsigen Binsenarten und dem überwiegenden Teil der Flutrasenarten sind die meisten der an Kleingewässern vorkommenden Pflanzenarten der Röhrichte, Großseggenriede und Feuchtwiesen jedoch trittempfindlich (Briemle et al. 2002). Tritt ist damit vermutlich der wichtigste Einflussfaktor der Beweidung auf die Vegetation der Kleingewässer. An stark betretenen, flachen Uferabschnitten, die zum Beispiel häufig zum Trinken aufgesucht werden, werden wohl Offenbodenstellen erhalten bleiben (vgl. Krüger 2003). Diese Bereiche stellen potentielle Wuchsorte für Rohbodenpioniere, z. B. Arten der Zwergbinsengesellschaften, dar (vgl. auch Holsten 2003, Krüger 2003). In mäßig betretenen Abschnitten wird vermutlich das Aufwachsen hochwüchsiger Röhrichtvegetation verhindert. Beweidung fördert somit die Phytodiversität der Uferbereiche von Kleingewässern (vgl. auch Krüger 2003). Die Problematik des Aufwuchses von jungen Erlen und Weiden an Kleingewässerufern wurde bereits diskutiert.

Gesamtbewertung aus naturschutzfachlicher Sicht

Die Untersuchung zeigt deutliche saisonale Unterschiede in der Fraßnutzung der Biotoptypen durch Heckrinder und Koniks. Der Futterwert der Bestände ist dabei wichtigste Einflussfaktor auf das Weideverhalten. Hochwertige Bestände werden ganzjährig stark befressen, solche von mittlerem Futterwert verstärkt bei winterlicher Nahrungsknappheit und geringwertige fast ausschließlich im Winter.

Positive Effekte dieses wohl für extensive Ganzjahresbeweidung typischen Nutzungsmusters sind im Untersuchungsgebiet vor allem im mesophilen, ruderalisierten Grünland, auf trockenen Weiderasen und an Kleingewässerufern zu erkennen. Die wichtigsten aus naturschutzfachlicher Sicht positiven Wirkungen sind dabei:

• Nutzungsruhe oder sehr extensive Nutzung in Biotoptypen geringeren Futterwertes bei Nahrungsüberangebot während der Vegetationsperiode, jedoch Aufsuchen dieser Biotoptypen in den Wintermonaten

• Entfernung von Streuschichten durch Fraß in den Wintermonaten

• Betreten von Dominanzbeständen von Urtica dioica, Solidago gigantea, Scirpus sylvaticus und Phalaris arundinacea in den Wintermonaten, da hier Reste der abgestorbenen Pflanzen selbst oder Begleitvegetation als Nahrung dient; Zurückdrängen dieser dominanzbildenden Arten durch Trittbelastung

• fleckenhafte oder horstige Fraßstruktur in vielen ruderalisierten, mesophilen Grünländern in den Sommermonaten und damit verbundene Struktur- und Artenvielfalt

• Schaffung von Offenboden durch Tritt vor allem in den Wintermonaten und Förderung der Etablierung konkurrenzschwacher Pflanzenarten v. a. auf trockenen oder mesophilen Standorten und an Kleingewässerufern

• ständiges Kurzhalten einiger Weiderasen verbunden mit der Förderung kleinwüchsiger Pflanzenarten, z. B. Arten des Magergrünlandes

• Schädigung von Erlenjungwuchs (Alnus glutinosa) vor allem in den Wintermonaten und massives Zurückdrängen von Weidenjungwuchs (Salix spp.) im Offenland und an Kleingewässerufern

Kritisch zu sehen ist die Wirkung extensiver Ganzjahresbeweidung im Feuchtgrünland, da sie eher zu bracheähnlichen Beständen führt. Sie ist aber einem vollständigen Brachfallen der Bestände sicher vorzuziehen. Auch kann Ganzjahresbeweidung vermutlich ein Zuwachsen feuchter Offenlandbereiche (feuchtes Grünland, Kleingewässer) mit Schwarzerlen vielerorts nur verlangsamen, nicht aber verhindern. Sind wertvolle Offenlebensräume betroffen muss wohl im Abstand einiger Jahre mit der Motorsäge eingegriffen werden. Andernorts kann Jungwuchs der Schwarzerle als Bestandteil der potentiellen natürlichen Vegetation und vor dem Hintergrund des Leitbildes einer halboffenen Weidelandschaft dagegen auch einfach zugelassen werden. Aufgrund des Nutzungsmusters eignet sich extensive Ganzjahresbeweidung auch nicht zum Erhalt typischer Pflanzengesellschaften der Mähwiesen, z. B. Glatthaferwiesen, die sich unter Mahd zu festgelegten Zeitpunkten entwickelten, da sie entweder ganzjährig stark befressen werden oder verbrachen.

Insgesamt überwiegen im Untersuchungsgebiet die positiven Effekte auf die Arten- und Strukturvielfalt der Vegetation deutlich. Hinzu kommt, dass im Laufe der Jahre die Entwicklung einer halboffenen Weidelandschaft mit einem vielfältigen Mosaik mehr oder weniger intensiv genutzter Vegetationsbereiche und einem kleinräumigen Mosaik aus Gehölzen und Offenland zu erwarten ist, die zum frühen Zeitpunkt des Projektes erst in Ansätzen erfolgen konnte.

Literatur

Adler, P. B., Raff, D. A. & W. K. Lauenroth (2001): The effect of grazing on the spatial heterogeneity of vegetation. Oecologia 128: 465-479.

Berger, H.-J. (1996): Das Pflanzenfressen großer Säugetiere und Gehölzaufkommen - Zusammenhänge und Konsequenzen für die Landschaftspflege. In: Gerken, B. & C. Meyer (Hrsg.): Wo lebten Pflanzen und Tiere in der Naturlandschaft und der frühen Kulturlandschaft Europas?. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 1: 107-112.

Bontjer, A. & H. Plachter (2004): Vegetationsstruktur unterschiedlich genutzter Rinderweiden in der Thüringer Rhön. In: Finck, P., Härdtle, W., Redecker, B. & U. Riecken (Bearb.): Weidelandschaften und Wildnisgebiete. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 78: 253-260.

Briemle, G., Nitsche, S. & L. Nitsche (2002): Nutzungswertzahlen für Gefäßpflanzen des Grünlandes. In: Klotz, S., Kühn, I. & W. Durka (Bearb.): BIOLFLOR - Eine Datenbank mit biologisch-ökologischen Merkmalen zur Flora von Deutschland. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Vegetationskunde. 38: 203-225.

Bunzel-Drüke, M., Drüke, J., Hauswirth, L. & H. Vierhaus (1999): Großtiere und Landschaft - Von der Praxis zur Theorie. In: Gerken, B. & M. Görner (Hrsg.): Europäische Landschaftsentwicklung mit großen Weidetieren. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 3: 210-229.

Bunzel-Drüke, M., Geyer, H. J. & L. Hauswirth (2003): Neue Wildnis in der Lippeaue - Langzeituntersuchungen auf ganzjährig beweideten Naturentwicklungsflächen. LÖBF-Mitteilungen 4/03: 33-39.

Buttenschøn, R. M. & J. Buttenschøn (1982): Grazing experiments with cattle and sheep on nutrient poor, acidic grassland and heath, II. Grazing impact. Natura Jutlandica 21: 19-27.

Buttenschøn, R. M. & J. Buttenschøn (2001): Woodland Development on Open Pastureland Under Cattle and Horse Grazing Management. In: Gerken, B. & M. Görner (Hrsg.): Neue Modelle zu Maßnahmen der Landschaftsentwicklung mit großen Pflanzenfressern. Praktische Erfahrungen bei der Umsetzung. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 4: 165-175.

Cornelissen, P. & J. T. Vulink (1991): Density-dependent exploitation of well-drained grassland by free-ranging cattle and horses. In: Vulink, J. T. (Hrsg.): Hungry Herds. Management of temperate lowland wetlands by grazing. Lelystat. Van Zee tot Land 66: 129-147.

Cornelissen, P. & J. T. Vulink (2001): Effects of cattle and horses on vegetation structure. Are cattle and horses browsers enough to stop development of shrubs and trees?. In: Gerken, B. & M. Görner (Hrsg.): Neue Modelle zu Maßnahmen der Landschaftsentwicklung mit großen Pflanzenfressern. Praktische Erfahrungen bei der Umsetzung. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 4: 189-197.

Crawley, M. J. (1983): Herbivory. The Dynamics of Animal-Plant Interactions. Oxford.

Deutscher Wetterdienst (DWD) (2007): Mittelwerte der Periode 1961 bis 1990 und Monatswerte der Station Münster/Osnabrück. Online unter: www.dwd.de (Mittelwerte abgerufen am 18.01.2007, Monatswerte am 27.01.2007).

Ellenberg, H. (2001): Zeigerwerte der Pflanzen in Mitteleuropa. Göttingen. Scripa geobotanica 18.

Foerster, E. (1983): Pflanzengesellschaften des Grünlandes in Nordrhein-Westfalen. Recklinghausen. Schriftenreihe der Landesanstalt für Ökologie, Landschaftsentwicklung und Forstplanung Nordrhein-Westfalen 8.

Fraser, A. F. (1978): Verhalten landwirtschaftlicher Nutztiere. Stuttgart.

Frey, W. & R. Lösch (1998): Lehrbuch der Geobotanik. Stuttgart.

Gerken, B. & P. Martensen (2003): Bisherige Ergebnisse zusammengestellt anlässlich des Wissenschaftlichen Status-Kolloquiums und der PAG-Sitzung zum E+E-Projekt „Hutelandschaftspflege und Artenschutz mit großen Weidetieren im Naturpark Solling-Vogler“ am 14. Januar 2003 in Holzminden OT Neuhaus. Unveröffentlichter Bericht.

Gerken, B., Krannich, R., Krawczynski, R., Sonnenburg, H. & H.-G. Wagner (2008): Hutelandschaftspflege und Artenschutz mit großen Weidetieren im Naturpark Solling-Vogler. Naturschutz und Biologische Vielfalt 57. Bonn-Bad Godesberg.

Hart, R. H., Bissio, J., Samuel, M. J. und J. W. Waggoner (1993): Grazing systems, pasture size and cattle grazing behavior, distribution and gains. Journal of Range Management 46: 81-87.

Holsten, B. (2003): Der Einfluss extensiver Beweidung auf ausgewählte Tiergruppen im Oberen Eidertal. Dissertation an der Mathematisch-Naturwissenschaftlichen Fakultät der Christian-Albrechts-Universität zu Kiel.

Hüppe, J. (1997): Vegetationsdynamik in „halboffenen Hudelandschaften“ - Abhängigkeit von Nutzungsintensität und natürlichen Ausgangsbedingungen sowie Anforderungen an künftige Naturschutzziele. In: Klein, M., Riecken, U. & E. Schröder (Bearb.): Alternative Konzepte des Naturschutzes für extensiv genutzte Kulturlandschaften. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 54: 145-159.

Klapp, E., Boeker, P. König, F & A. Stählin (1953): Wertzahlen der Grünlandpflanzen. Das Grünland. 38-40.

König, H. (1994): Rinder in der Landschaftspflege. LÖBF-Mitteilungen 3/94: 25-31.

Krüger, U. (1999): Das niederländische Beispiel: Die „Oostvaardersplassen“ - ein Vogelschutzgebiet mit Großherbivoren als Landschaftsgestaltern. Natur und Landschaft 74 (10): 428-435.

Krüger, U. (2003): Extensive Beweidungskonzepte von Auen unter Einbeziehung von Gewässern (Großkoppelbeweidung). In: Naturschutzring Hessen e. V. (Hrsg.): Jahrbuch Naturschutz in Hessen. Zierenberg. 8: 97-103.

König, H. (2002) (Bearb.): Ökologische Flächenstichprobe (ÖFS) / Landschaftsmonitoring NRW – Arbeitsanleitung - Biotoptypen und Strukturkartierung - Floristische Kartierung. (Kartieranleitung der LÖBF NRW). Unveröffentlicht.

Köster, B. (1989): Das Warendorfer Emstal gestern und heute. Warendorf.

Kolter, L., Schach, C. & T. Weber (1999): Habitat Use of Feral and Przewalski´s Horses. In: Gerken, B. & M. Görner (Hrsg.): Europäische Landschaftsentwicklung mit großen Weidetieren. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 3: 332-342.

Mantel, K. (2006, 2014 mdl.): Besprechungen und Telefonate. NABU-Naturschutzstation Münsterland e. V., Westfalenstraße 490, 48165 Münster.

Mantel, K. (2007, schrl.): Tabellarische Aufstellung über den Tierbestand im Weidegebiet Lauheide. - NABU-Naturschutzstation Münsterland e. V., Westfalenstraße 490, 48165 Münster.

Neitzke, A., Bornkessel, R. & E. Foerster (2004): Grünlandkartierung Nordrhein-Westfalen. Methodik und Arbeitsanleitung. Recklinghausen. (Kartieranleitung der LÖBF NRW).

Oberdorfer, E. (2001): Pflanzensoziologische Exkursionsflora für Deutschland und angrenzende Gebiete. Stuttgart.

Obermeier, E., Rossa, R. & H. Walentowski (1999): Pilotstudie zur Beweidung repräsentativer Grünlandbiotope mit Galloways. In: LfU (Hrsg.): Effizienzkontrollen im Naturschutz. Augsburg. Schriftenreihe des Bayerischen Landesamtes für Umweltschutz 150: 89-108.

Oheimb, Goddert von, Eischeid, I., Finck, P., Grell, H., Härdtle, W., Mierwald, U., Riecken, U. & J. Sandkühler (2006): Halboffene Weidelandschaft Höltigbaum. Perspektiven für den Erhalt und die naturverträgliche Nutzung von Offenlandlebensräumen. Bonn-Bad Godesberg. Naturschutz und Biologische Vielfalt 36.

Pickett, S. T. A. & P. S. White (1985): Natural Disturbance and Patch Dynamics: An Introduction. In: Pickett S. T. A. & P. S. White (Hrsg.): The ecology of natural disturbance and patch dynamics. Orlando.

Popp, A. & H. Plachter (2004): Effekte des Gehölzverbisses von Rindern auf großflächigen Weiden der Thüringer Rhön. In: Finck, P., Härdtle, W., Redecker, B. & U. Riecken (Bearb.): Weidelandschaften und Wildnisgebiete. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 78: 245-251.

Pott, R. & J. Hüppe (1991): Die Hudelandschaften Nordwestdeutschlands. Münster. Abhandlungen aus dem Westfälischen Museum für Naturkunde 53 (1/2).

Pott, R. & J. Hüppe (1994): Weidetiere im Naturschutz. LÖBF-Mitteilungen 3/94: 10-16.

Putfarken, D, Grell, H. & W. Härdtle (2004): Raumnutzung von Weidetieren und ihr Einfluss auf verschiedene Vegetationseinheiten und junge Gehölze am Beispiel des E + E-Vorhabens „Halboffene Weidelandschaft Höltigbaum“. In: Finck, P., Härdtle, W., Redecker, B. & U. Riecken (Bearb.): Weidelandschaften und Wildnisgebiete. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 78: 145-160.

Remmert, H. (1991): The Mosaic-cycle concept of Ecosystems. Berlin, Heidelberg, New York. Ecological Studies 85.

Rennwald, E. (Bearb.) (2000): Verzeichnis und Rote Liste der Pflanzengesellschaften Deutschlands. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Vegetationskunde 35.

Riecken, U., Klein, M. & E. Schröder (1997): Situation und Perspektive des extensiven Grünlandes in Deutschland und Überlegungen zu alternativen Konzepten des Naturschutzes am Beispiel der Etablierung „halboffener Weidelandschaften“. In: Klein, M., Riecken, U. & E. Schröder (Bearb.): Alternative Konzepte des Naturschutzes für extensiv genutzte Kulturlandschaften. Bonn Bad-Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 54: 7-23.

Riecken, U., Finck, P., Klein M. & E. Schröder (1998): Schutz und Wiedereinführung dynamischer Prozesse als Konzept des Naturschutzes. In: Finck, P., Klein, M., Riecken, U. & E. Schröder (Bearb.): Schutz und Förderung dynamischer Prozesse in der Landschaft. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 56: 7-19.

Riecken, U., Schröder, E & P. Finck (2001): Halboffene Weidelandschaften und Wildnisgebiete als Ziele des Naturschutzes aus Bundessicht - Alternativen zum Erhalt und zur Pflege von Offenlandbiotopen. In: Gerken, B. & M. Görner (Hrsg.): Neue Modelle zu Maßnahmen der Landschaftsentwicklung mit großen Pflanzenfressern. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 4: 11-18.

Riecken, U., Finck, P. & W. Härdtle (2004): Weidelandschaften und Wildnisgebiete: Vom Experiment zur Praxis – eine Einführung. In: Finck, P., Härdtle, W, Redecker, B. & U. Riecken (Bearb.): Weidelandschaften und Wildnisgebiete – Vom Experiment zur Praxis. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 78: 9-19.

Runge, F. (1961): Die Pflanzengesellschaften Westfalens. Münster.

Sambraus, H. H. (1978): Spezielle Ethologie. Rind. In: Sambraus, H. H. (Hrsg.) (1978): Nutztierethologie. Berlin.

Schäfer, M. (1978): Spezielle Ethologie. Pferd. In: Sambraus, H. H. (Hrsg.) (1978): Nutztierethologie. Berlin.

Scheibe, K. M., Lange, B., Sieling, C. & A. Scheibe (1999): Przewalskipferde in einem Semireservat – Entwicklung von Ortspräferenzen und Einfluss auf Vegetationsstrukturen. In: Gerken, B. & M. Görner (Hrsg.): Europäische Landschaftsentwicklung mit großen Weidetieren. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 3: 348-353.

Schmidt, M. & C. Becker (2000): Erhaltung und Regeneration einer Hutelandschaft im Kaufunger Wald – Sieben Jahre Dauerflächen-Monitoring im NSG „Hühnerfeld“. In: Naturschutzring Hessen e. V. (Hrsg.): Jahrbuch Naturschutz in Hessen. Zierenberg. 5: 108-120.

Scholz, A. (1994): Vom Weidevieh gemiedene Pflanzen, Ausbreitung und Maßnahmen zur Eindämmung. Zeitschrift für Kulturtechnik und Landentwicklung 36 (3): 173-174.

Schrautzer, J., Irmler, U., Jensen, K., Nötzold, R. & Holsten, B. (2004): Auswirkungen großflächiger Beweidung auf die Lebensgemeinschaften eines nordwestdeutschen Flusstales. In: Finck, P., Härdtle, W., Redecker, B. & U. Riecken (Bearb.): Weidelandschaften und Wildnisgebiete. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 78: 39-61.

Schubert, R., Hilbig, W. & S. Klotz (2001): Bestimmungsbuch der Pflanzengesellschaften Deutschlands. Heidelberg.

Seifert, C., Sperle, T., Raddatz, J. & R. Mast (Bearb.) (2005): Dokumentation und Handreichung zur Biotoppflege mit Pferden. Karlsruhe, Naturschutzpraxis Landschaftspflege 2.

StUA Münster (Hrsg.) (2006): Gewässerauenprogramm Ems. Ems-Auen-Schutzkonzept. 3. Bericht. Münster.

Steven, M. (2003): Möglichkeiten der Umsetzung alternativer Konzepte des Naturschutzes in der Emsaue, dargestellt an den Planungen für die Entwicklung einer halboffenen Weidelandschaft bei Haus Langen. In: NUA NRW: Die Ems - ein Modell für die Zusammenarbeit im europäischen Naturschutz?. NUA-Heft Nr. 13: 49-62.

Steven, M. (2007, mdl.): Besprechungen und Telefonate. NABU-Woldenhof, Forlitzer Str. 121, 26624 Wiegboldsbur.

Stroh, M., Kratochwil, A. & A. Schwabe (2004): Fraß- und Raumnutzungsverhalten bei Rinderbeweidung in halboffenen Weidelandschaften: Leitbildflächen und Restitutionsgebiete im Emsland (Niedersachsen). In: Schwabe, A. & A. Kratochwil: Beweidung und Restitution als Chancen für den Naturschutz. Schneverdingen. NNA-Berichte 17 (1): 133-159.

UFZ-Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle GmbH (2006): search and information system on vascular plants in Germany. Online unter: www.ufz.de (abgerufen am: 17.10.2006).

Vera, F. W. M. (1999): Ohne Pferd und Rind wird die Eiche nicht überleben. In: Gerken, B. und M. Görner (Hrsg.): Europäische Landschaftsentwicklung mit großen Weidetieren. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 3: 404-425.

Verbücheln, G. (1987): Die Mähwiesen und Flutrasen der Westfälischen Bucht und des Nordsauerlandes. Münster. Abhandlungen aus dem Westfälischen Museum für Naturkunde 49 (2).

Vulink, J. T. (1991): Optimal diet choice of free-ranging horses in vegetation of Phragmites australis and tall herbs: a causal analysis. In: Vulink, J. T. (Hrsg.): Hungry Herds. Management of temperate lowland wetlands by grazing. Lelystat. Van Zee tot Land 66: 63-85.

Vulink, J. T. & H. J. Drost (1991a): A causal analysis of diet composition in free-ranging cattle in reed dominated vegetation. In: Vulink, J. T. (Hrsg.): Hungry Herds. Management of temperate lowland wetlands by grazing. Lelystat. Van Zee tot Land 66: 49-62.

Vulink, J. T. & H. J. Drost (1991b): Nutritional characteristics of cattle forage plants in the eutrophic nature reserve Oostvaardersplassen, Netherlands. Netherlands Journal Of Agricultural Science 39: 263-272.

Vulink, J. T., Cornelissen, P., Drost, H. J. & H. H. T. Prins (2001): Hindgut fermentation is not an evolutionary dead end: comparative feeding ecology of cattle and horses. In: Vulink, J. T. (Hrsg.): Hungry Herds. Management of temperate lowland wetlands by grazing. Lelystat. Van Zee tot Land 66: 87-103.

Wagner, F, Ehrmann, O., Lederbogen, D. & U. Thumm (2004): Weidewirkungen und Futterqualitäten auf Gemeinschaftsweiden im bayerischen Alpenvorland. In: Finck, P., Härdtle, W., Redecker, B. & U. Riecken (Bearb.): Weidelandschaften und Wildnisgebiete. Bonn-Bad Godesberg. Schriftenreihe für Landschaftspflege und Naturschutz 78: 21-38.

Wallis de Vries, M. F. & C. Daleboudt (1994): Foraging strategy of cattle in patchy grassland. Oecologia 100: 98-106.

Wallis de Vries, M. F. & P. Schippers (1994): Foraging in a landscape mosaic : selection for energy and minerals in free-ranging cattle. Oecologia 100: 107-117.

Wolf, G. (1980): Zur Gehölzansiedlung und -ausbreitung auf Brachflächen. Natur und Landschaft 55 (10): 375-380.

Zahn, A., Lang, A. & M. Meinl (2001): Galloway-Rinder als Landschaftsgestalter - Ein Naturschutzprojekt zur Pflege einer offenen Kulturlandschaft. In: Gerken, B. & M. Görner (Hrsg.): Neue Modelle zu Maßnahmen der Landschaftsentwicklung mit großen Pflanzenfressern. Praktische Erfahrungen bei der Umsetzung. Höxter. Natur- und Kulturlandschaft 4: 332-342.

Zahn, A., Lang, A, Meinl, M. & T. Schirlitz (2002): Die Beweidung einer Feuchtbrache mit Galloway-Rindern – Flora, Fauna und wirtschaftliche Aspekte einer kleinflächigen Standweide. Laufener Seminarbeiträge 1/02: 35-45.