Langzeit-Monitoring von Wiesenbrütern

1 Einleitung

Der fortschreitende Verlust von Artenvielfalt wird maßgeblich durch die Faktoren Landnutzungswandel und Ausbeutung natürlicher Ressourcen getrieben (Isbell et al. 2023). In Deutschland sind die Vogelarten des landwirtschaftlich genutzten Offenlandes erheblich betroffen (BMUV 2023). Hierbei wirken sich die genannten Faktoren besonders auf Arten aus, die strukturreiches Grünland bewohnen, auf dem Boden brüten und während der Brutzeit auf Kleininsekten und Spinnen als Nahrung angewiesen sind. Dazu zählen Rebhuhn (Perdix perdix), Kiebitz (Vanellus vanellus), Bekassine (Gallinago gallinago), Feldlerche (Alauda arvensis), Braunkehlchen (Saxicola rubreta), Wiesenpieper (Anthus pratensis) und Grauammer (Emberiza calandra) (Bastian 2015, BfN 2017, Jaehne et al. 2021). Diese Arten verschwinden jedoch nicht nur in der durch Habitatfragmentierung und hochintensive Nutzung beeinträchtigten „Normallandschaft“, sondern häufig auch in Schutzgebieten, was oftmals auf ein fehlendes oder nicht adäquates Management zurückzuführen ist (Lorenz et al. 2021).

Das heutige artenreiche Grünland mit einer reichen Avifauna lässt sich zu großen Teilen als menschengemachte Kulturlandschaft beschreiben (Poschlod 2017). Entsprechend der sogenannten Megaherbivorenhypothese haben große Pflanzenfresser maßgeblich zu einem halboffenen Charakter mitteleuropäischer Landschaften beigetragen (Bunzel-Drüke et al. 2009, Luick 2024, v. Kolfschoten 1999). Maßgeblichen Einfluss auf die Entstehung des heutigen Kulturgraslandes hatte die in Deutschland bis ins 19. Jahrhundert großflächig bestehende Huteweide sowie die vor 1.200–1.500 Jahren aufkommende Wiesenwirtschaft (Poschlod 2017). In die während des Mittelalters und der Frühen Neuzeit kontinuierlich praktizierte Frühjahrsvorweide mit anschließender Bannzeit zwischen Anfang Mai bis Ende Juli und später einschüriger Mahd waren viele sogenannte Wiesenbrüter im Hinblick auf ihre Fortpflanzung optimal eingenischt. Ein Beispiel hierfür ist das Braunkehlchen, das Ende April aus den Überwinterungsgebieten zurückkehrt und ab Anfang/Mitte Mai bis zum Ausflug der Jungtiere Ende Juli sein Brutgeschäft in den gebannten Wiesen störungsfrei verrichten konnte (Kapfer 2010 b). Die industrialisierte Landwirtschaft ab Mitte des 20. Jahrhunderts mit großflächiger Drainage von Feuchtgrünland, intensiver Düngung, Pestizideinsatz, Intensivierung der Mahd und intensivem Einsatz von Antiparasitika (Abnahme der Koprophagen) bewirkte den Rückgang von Wiesenbrütern, sodass das Braunkehlchen zum Beispiel in Thüringen heute zu den vom Aussterben bedrohten Arten zählt (Gerlach et al. 2019, Jaehne et al. 2021, Kapfer 2010 a, Schoof & Luick 2019).

Betrachtet man die Historie der Grünlandnutzung mit ihrer Verzahnung von extensiven Bewirtschaftungs-/Beweidungssystemen und zugehöriger Wiesen- beziehungsweise Weidefauna, lässt sich schlussfolgern, dass die extensive ganzjährige Beweidung (Abb. 1) als Maßnahme des Naturschutzes für Offenland und angegliederte (Vogel-)Arten seit Beginn der 1990er-Jahre diskutiert wird (Bunzel-Drüke et al. 2009, Luick 2024). Insbesondere seit Anfang der 2000er-Jahre wird extensive Ganzjahresbeweidung als geeignete Maßnahme im Arten- und Lebensraumschutz empfohlen (Bluth et al. 2020, Bunzel-Drüke et al. 2009, Bunzel-Drüke 2015). Bis 2022 wurden in Deutschland bisher 158 Naturschutz-Weideprojekte auf einer Gesamtfläche von 17.678 ha eingerichtet (Nickel & Reisinger 2022). Auch im Atlas der Brutvögel Thüringens wird die ganzjährige Extensivweide in Kombination mit Wiedervernässung als empfohlene Naturschutzmaßnahme für die bedrohten Arten Wachtelkönig, Wiesenpieper, Braunkehlchen und Bekassine genannt (Frick et al. 2022).

Abb. 1: Beispiele für Strukturmerkmale der Extensivweide: Nicht durch Antiparasitika belasteter Weidetierkot, Trittpfade und Sitzwarten. © Carla Bömeke

Leider fehlen für viele Grünlandarten und insbesondere auch für gefährdete Wiesenbrüter noch Analysen langfristiger Monitoringdaten zu Auswirkungen von Ganzjahresbeweidung, vor allem im Hinblick auf unterschiedliche Besatzdichten (Bluth et al. 2020, Bunzel-Drüke 2015, Handke 2001 a). Die vorliegende Studie will hier anhand einer seit 15 Jahren durchgeführten Ganzjahresbeweidung in Südthüringen Kenntnislücken schließen. Hierbei standen vor allem potenziell negative Auswirkungen einer aus betriebsinternen Gründen deutlich angestiegenen Besatzdichte auf typische wiesenbrütende Vogelarten im Vordergrund. Weitere (externe) Einflüsse auf die Bestandstrends der betrachteten Wiesenbrüter sind im Rahmen des offenen Systems einer ganzjährigen Weide immer gegeben, jedoch wirken sie im betrachteten Lebensraum vermutlich eher marginal, weshalb sich auf die Betrachtung der Beweidungsintensität fokussiert wurde.

2 Material und Methoden

2.1 Untersuchungsgebiet

Die Teichwiesen bei Stressenhausen sind feuchte Grünländer, die südöstlich von Stressenhausen (Landkreis Hildburghausen) im äußersten Süden Thüringens in einer Höhe von 300–310 m ü. NN gelegen sind. Die Wiesen werden von der Rodach durchflossen und weisen ganzjährig hohe Grundwasserstände auf. Die heutige Ganzjahresweide (Untersuchungsgebiet = UG) umfasst eine Fläche von 63 ha und weist verschiedene avifaunisitisch bedeutsame Lebensräume wie Feuchthochstaudenfluren, Feucht- und Frischgrünland, Hecken- und Uferholzstrukturen sowie einen verbuschten Keuper-Halbtrockenrasen auf der Heuberg-Kuppe auf (Abb. 2). Besonders die Überschwemmungsbereiche stellen ein bedeutsames Refugium für streng geschützte und vom Aussterben bedrohte Vogelarten dar. Aus diesem Grund wurden sie als Teil des SPA-Vogelschutzgebiets Rodachaue mit Bischofsau und Althellinger Grund nachgemeldet. 33 der im Gebiet nachgewiesenen Vogelarten stehen auf dem Anhang I der EG-Vogelschutzrichtlinie. Damit fungieren die Teichwiesen als bedeutendes regionales Wiesenbrütergebiet mit guten Reproduktionsvoraussetzungen für beispielsweise Rebhuhn (Perdix perdix), Kiebitz (Vanellus vanellus), Bekassine (Gallinago gallinago), Braunkehlchen (Saxicola rubetra) und Wiesenpieper (Anthus pratensis) (Brettfeld et al. 2010).

Abb. 2: Lage des ganzjährig beweideten Untersuchungsgebiets „Hutelandschaft Rodachaue“ und relevante Biotoptypen © Bömeke et al.

Vor Einführung der Ganzjahresbeweidung 2009 erfolgte auf der Fläche von 1990 bis 2008 intensive Mahd und/oder Beweidung. Mit ihrer Einführung wurde unter anderem die Vegetation im Vergleich zum gemähten Zustand deutlich strukturierter und es stand Antiparasitika-freier Weidetierkot zur Verfügung. Letzterer wirkt sich positiv auf das Vorkommen koprophager (kotfressender) Insekten aus, welche wiederum als Nahrung für einige Vogelarten dienen. Im Jahr 2011 fand zudem eine Wiedervernässung durch Kappung von Drainagen statt und es wurden mehrere flache Stillgewässer angelegt. Diese Maßnahme verfolgte das Ziel, mehr Wasser in der Fläche zurückzuhalten. Es entstanden Binsen- und Seggenriede in Flussnähe, die wertvolle Lebensräume für Bekassine, Kiebitz, Braunkehlchen, Wiesenpieper und Schafstelze darstellen. Auch durchziehende Arten wie die Zwergschnepfe nutzen diese Bereiche gern. Neben den Teichen mit ihren Verlandungszonen entstanden weiterhin flächige feuchte Bereiche.

2.2 Berechnung der Besatzdichte

Die Besatzdichte (= Dichte der auf der Fläche weidenden Tiere) in GVE/ha ergibt sich aus der Anzahl der Tiere auf der Fläche pro ha zum immer gleichen Stichtag eines Jahres (30. Juni). Diese Daten wurden beim zuständigen Landwirt erfragt. Eine Großvieheinheit (GVE = rauhfutterverzehrende Großvieheinheit) entspricht dabei 500 kg Lebendgewicht und etwa einer ausgewachsenen Mutterkuh. Auf der Fläche weidende Rinder und Pferde wurden der Überschaubarkeit halber gleich und jeweils als eine GVE gewertet (vergleiche Bunzel-Drüke et al. 2009).

2.3 Erfassung der wertgebenden Wiesenbrüterarten

Seit 2009 wird das ornithologische Monitoring auf der Weidefläche jährlich durchgeführt. Dabei werden ganzjährig alle Brut- und Rastvögel sowie Nahrungsgäste erfasst. Von 2009 an wurden im Untersuchungsgebiet 173 Vogelarten nachgewiesen, davon 48 als Brutvögel. Zu Beginn der ganzjährigen Beweidung wurden folgende naturschutzfachlich wertgebende Arten zur Evaluation des Beweidungsmanagements ausgewählt und seitdem jährlich genau erfasst (vergleiche Brettfeldt et al. 2010): Rebhuhn (Perdix perdix), Wachtel (Coturnix coturnix), Wachtelkönig (Crex crex), Kiebitz (Vanellus vanellus), Bekassine (Gallinago gallinago), Kuckuck (Cuculus canorus), Feldlerche (Alauda arvensis), Feldschwirl (Locustella naevia), Sumpfrohrsänger (Acrocephalus palustris), Blaukehlchen (Luscinia svecica), Braunkehlchen (Saxicola rubetra), Wiesenschafstelze (Motacilla flava flava), Wiesenpieper (Anthus pratensis), Grauammer (Emberiza calandra) und Rohrammer (Emberiza schoeniclus).

Die Erfassung der aufgeführten wertgebenden Indikatorarten wird in Anlehnung an Bibby et al. (1995) zwei- bis dreimal jährlich im Mai und Juni bei gutem Wetter durchgeführt. Hierbei wird die Fläche entlang der gesamten Länge des Zauns abgelaufen und die Anzahl singender Männchen erfasst, die in Revierkarten eingetragen werden. Zusätzlich finden jährlich mehrere abendliche Kartiergänge zum Verhören von Wachtelkönig und Bekassine statt. Die Vergleichbarkeit der Daten wird durch die seit Projektbeginn immer gleichen Kartierenden sowie zusätzliche wöchentliche Kontrollen anderer Kartierender gewährleistet.

2.4 Vegetationsstrukturkartierung der Reviere von Wiesenpieper und Braunkehlchen

Um die Habitatansprüche von Wiesenpieper und Braunkehlchen als naturschutzfachlich besonders bedeutsame Indikatorarten zu untersuchen, fanden im Juli 2023 nach Abschluss der Brutzeit beider Arten stichprobenartige Vegetationsaufnahmen in der Fläche in Anlehnung an die Pflanzenbeschreibung von Braun-Blanquet (1928) statt. Beide Vogelarten wurden auch deshalb als Indikatorarten für den Einfluss extensiver Beweidung ausgewählt, da sie im Projektgebiet im Vergleich zur Normallandschaft in außergewöhnlich hohen Dichten als Brutvögel vorkommen. Pro Art wurden jeweils vier Revier-Plots und somit circa jeweils 50 % der im Jahr 2023 kartierten Reviere untersucht (Abb. 3). Ein Revier war von beiden Arten besetzt. Die Plots umfassten 100 m2 (10 × 10 m). Sie wurden durch die Beobachtung fütternder Altvögel ausgewählt. Dort, wo diese aktiv fütternd beobachtet wurden, wurde der Neststandort angenommen und mit den 100 m2 in jedem Fall abgedeckt. Auf eine Nestsuche wurde aus Schutzgründen verzichtet. In den Plots (Abb. 3) wurden die Deckungsgrade von Rohboden, Süßgräsern, Simsen und Kräutern geschätzt sowie in jedem Plot die Höhe der Feldschicht (Vegetationshöhe der Krautschicht) an mehreren Punkten gemessen. Daraus wurden Mittelwerte gebildet.

Abb. 3: Lage der Vegetationsaufnahmen während der Revierkartierung © Bömeke et al.

2.5 Statistische Analysen

Der Zusammenhang zwischen der Besatzdichte und den Populationsdynamiken der ausgewählten Arten wurde mithilfe von Korrelations- und Regressionsanalysen ermittelt, bei letzteren zeigt das Bestimmtheitsmaß R² die Güte des Zusammenhangs. Die Korrelationen wurden auf Signifikanz (a = 0,05) getestet und die zugehörigen p-Werte berechnet.

3 Ergebnisse

3.1 Populationsdynamik ausgewählter Indikator-Brutvogelarten von 2009 bis 2023

Im Untersuchungsgebiet stieg die Besatzdichte von 0,3 GVE/ha im Startjahr der Beweidung 2009 auf 1,4 GVE/ha im Jahr 2023. Im Rahmen der gestiegenen Besatzdichte nahm die Anzahl der Indikatorarten nicht signifikant ab (Abb. 4) (R² = 0,17, p = 0,06), die Anzahl der Reviere jedoch schon (R² = 0,41, p = 0,001) (Abb. 5). Die höchste Artenzahl (n_max = 15) wurde bei einer Besatzdichte von 0,5 GVE/ha im Jahr 2012 und die niedrigste bei 1,4 GVE/ha im Jahr 2023 erfasst. Dementsprechend wurden die meisten Reviere (n_max = 96) bei einer Besatzdichte von 0,5 GVE/ha im Jahr 2012 kartiert, während die wenigsten (n_min = 67) bei einer Besatzdichte von jeweils 1,4 GVE/ha in den Jahren 2020 und 2023 festgestellt werden konnten (Tab. 1).

Von den 15 betrachteten wertgebenden Arten nahmen die Bestände bei den zwei Arten Kiebitz und Wiesenschafstelze zu. Bei sieben Arten (Rebhuhn, Wachtel, Bekassine, Feldlerche, Feldschwirl, Sumpfrohrsänger und Grauammer) blieben die Bestände gleich. Bei den folgenden sechs Arten nahmen die Bestände hingegen ab: Wachtelkönig, Kuckuck, Blaukehlchen, Braunkehlchen, Wiesenpieper und Rohrammer.

Aufgrund ihres im Untersuchungsgebiet zu Anfang des Beweidungsprojektes gehäuften Vorkommens sowie ihrer besonders deutlichen Rückgänge wurden Braunkehlchen und Wiesenpieper intensiver betrachtet. Mit Beginn der extensiven Ganzjahresbeweidung 2009 und der Wiedervernässung der Fläche 2011/12 verdoppelte sich die jeweilige Anzahl der Reviere von Braunkehlchen und Wiesenpieper zunächst und erreichte ein Maximum in den Jahren 2011 beziehungsweise 2014. Anschließend zeigten sich bei beiden jedoch deutliche Bestandseinbußen und negative Bestandstrends (Abb. 6 und 7). Beim Wiesenpieper ergab die Analyse einen mittleren negativen Zusammenhang -0,63 mit p = 0,01 bei einem Bestimmtheitsmaß von R² = 0,33. Trotz des signifikant negativen Trends des Wiesenpiepers bei zunehmender Besatzdichte trat die Art im Jahr 2023 bei einer Besatzdichte von 1,4 jedoch wieder mit deutlich mehr Revieren auf (Abb. 6). Die meisten Wiesenpieper n_max = 23 wurden bei Besatzdichten von 0,9 und 1 GVE/ha in den Jahren 2014 und 2015, die wenigsten n_min = 4 bei 1,3 GVE/ha in den Jahren 2021 und 2022 festgestellt.

Beim Braunkehlchen zeigte sich sogar ein stark signifikanter negativer Zusammenhang mit hohem Bestimmtheitsmaß (R² = 0,53). Die höchste Anzahl an Revieren beim Braunkehlchen n_max = 21 wurde 2011 bei einer Besatzdichte von 0,4 GVE/ha nach zweijähriger Beweidung kartiert. Nach diesem Peak verlief der Trend unter geringfügigen Schwankungen mit zunehmender Besatzdichte negativ. Die geringste Zahl an Revieren n_min = 5 wurde 2022 bei einer Besatzdichte von 1,3 GVE/ha erfasst (Tab. 1).

Mit erhöhter Besatzdichte herrschten homogene, niedrige Vegetationsstrukturen zu Beginn der Brutzeit im April und Mai vor. Nur in geringem Maße waren Blüten vorhanden, welche grundsätzlich Insekten und somit Nahrung für viele der besprochenen Arten fördern.

Aus der Vegetationsstrukturanalyse von 2023 geht hervor, dass der Wiesenpieper in seinen Revieren eine mittlere Vegetationshöhe von 30 cm bevorzugt und das Braunkehlchen eine mittlere Vegetationshöhe von 40 cm (Abb. 8).

Abb. 8: Das Braunkehlchen bevorzugt in seinen Revieren eine mittlere Vegetationshöhe von 40 cm, der Wiesenpieper von 30 cm. © Bömeke et al.

4 Diskussion

Auswirkungen der Beweidung im Überblick

Aus den Analysen wird deutlich, dass sich die Erhöhung der Besatzdichte über die in der Literatur empfohlene maximale Dichte von etwa 0,3–1,0 GVE/ha hinaus (Bluth et al. 2020, Bunzel-Drüke et al. 2009, Bunzel-Drüke et al. 2015) negativ auf bodenbrütende Indikatorarten auswirkt. Im Untersuchungszeitraum 2023 war die Besatzdichte mit 1,4 GVE/ha deutlich höher als empfohlen. Dies hatte zur Folge, dass Versteckmöglichkeiten und Insekten als Nahrungsressource in geringerem Maße vorhanden waren. Das könnte die Habitatqualität für wertgebende Vogelarten einschränken (Neumann & Holsten 2009).

Durch die erhöhte Dichte der Weidetiere könnten Gelege der Bodenbrüter zudem auch direkt durch Viehtritt geschädigt werden (Bunzel-Drüke 2015, Schrautzer et al. 2004). So beschreibt Handke (2001 a), dass die durch Beweidung geschaffene Grünlandstruktur die Nistplatzwahl beeinflusst und speziell der Brut- und Aufzuchterfolg der Wiesenbrüter mit zunehmender Beweidungsintensität abnimmt. Bei einer Studie an Kiebitzen und Uferschnepfen wurde herausgefunden, dass sich durch Beweidung bereits ab zwei Weidetieren/ha erste Nestverluste einstellen (Handke 2001 b). Ab einer Besatzdichte von 3–4 Weidetieren/ha tendierte der Bruterfolg gegen Null (Handke 2001 a).

Die Ergebnisse der vorliegenden Untersuchungen zeigen vorerst keinen signifikanten Zusammenhang zwischen Besatzdichte und der Anzahl von Indikatorarten (Abb. 4). Dagegen bewirkt der Anstieg der Besatzdichte einen starken Rückgang der Revierzahlen (Abb. 5). Das könnte daran liegen, dass zunächst die Anzahl der Reviere als deutlich sensiblerer Indikator reagiert, bevor Arten ganz verschwinden (Küblbeck et al. 2021). Weiterhin ist in Abb. 4 und 5 ersichtlich, dass die Wiedervernässung der Teichwiesen mit Kappung der Drainagen und Anlage der Tümpel einen positiven Einfluss auf die Indikatorarten sowohl in Bezug auf deren Anzahl als auch auf die Anzahl der Reviere hatte. Dieser nimmt jedoch mit dem Anstieg der Besatzdichte seit 2013 auf 0,9 GVE/ha (von 0,5 GVE/ha in 2008) wieder ab.

Arten ohne oder mit positiven Bestandstrends

Sieben der 15 ausgewählten, wertgebenden Indikatorarten zeigen keinerlei statistisch signifikanten Bestandstrend, zwei (Wiesenschafsstelze und Kiebitz) sogar einen signifikant positiven Trend (Tab. 1). Einige von ihnen wie etwa Rebhuhn und Wachtel sind im Gegensatz zum Untersuchungsgebiet in ihren überregionalen Bestandstrends in Thüringen und Deutschland von zum Teil außerordentlichen Rückgängen betroffen. Es wird vermutet, dass diese in der andauernden landwirtschaftlichen Intensivierung begründet liegen (Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014, Vierhaus 2015). Aber auch bei den noch mäßig häufigen Arten wie Feldlerche, Feldschwirl und Grauammer zeichnet sich ein langfristig abnehmender Trend ab (Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014). Diesen Arten bietet das Untersuchungsgebiet im Rahmen der Ganzjahresbeweidung trotz starker Erhöhung der Besatzdichte offenbar bis zu einer Besatzdichte von maximal 1,4 GVE/ha im Jahr 2023 immer noch geeignete Habitatbedingungen, da weiterhin mehr Strukturelemente und Insekten als auf vergleichbaren Mähwiesen zu finden sind.

Von der Ganzjahresbeweidung, auch mit erhöhter Besatzdichte, können Wiesenschafstelze und Kiebitz einen Vorteil ziehen (Tab. 1). Bereits Handke (2001 b) beschreibt, dass die beiden Arten im Vergleich zu anderen Wiesenbrütern deutlich von beweideten Flächen profitieren. Die Wiesenschafstelze, die einen Bedarf von circa 7 % an naturnahen Flächen in ihren Brutrevieren hat (Bernardy et al. 2019), besiedelt als Kulturfolgerin extensives Grünland. Im Untersuchungsgebiet besetzt sie Frisch- und Feuchtgrünland. Besonders essenziell für die Art sind kurzrasige, feuchte Bereiche, in denen die überwiegende Nahrungssuche erfolgt. Horstbildende, Deckung bietende Pflanzen und Ansitzwarten sind ebenfalls von Bedeutung (Biver 2008). Deutschlandweit wird die Bestandssituation nach Bestandstiefs Mitte des 20. Jahrhunderts aktuell als insgesamt stabil eingeschätzt. Der kurzfristige Trend verläuft in Folge der zunehmenden Besiedlung von Ackerflächen sowohl in Deutschland als auch in Thüringen positiv (Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014).

Ebenfalls profitiert der vergleichsweise wenig beweidungsempfindliche Kiebitz, der auf möglichst kurzrasige Wiesen und Weiden mit einer Anbindung an Feuchtgebiete zur Nahrungssuche angewiesen ist (Schmidt 2009). Seine Bestände nahmen thüringenweit seit den 1990er-Jahren in dramatischer Weise ab (Frick et al. 2022, Handke 2001 a). In der Roten Liste Thüringens wird er in der Kategorie 1 („Vom Aussterben bedroht“) eingestuft (Jaehne et al. 2021). Dieser Trend gilt jedoch nicht nur für Thüringen, sondern auch für Deutschland mit regionalen Bestandseinbußen um bis zu 60–95 % im Vergleich zu Ausgangsniveaus der 1970er- und 1980er-Jahre (Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014, Schmidt 2009). Hauptsächliche Ursachen sind, ebenso wie bei den anderen wiesenbrütenden Arten, Strukturveränderung und Intensivierung der Landwirtschaft. Auch Prädation ist insbesondere dann problematisch, wenn die Verteidigungsfähigkeit der Gelege gegenüber Feinden mit Verringerung der Koloniegröße deutlich abnimmt (Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014, Schmidt 2009). Prädation spielt sicher auch im Untersuchungsgebiet eine Rolle, wenngleich im Jahr 2021 bei einer Revieranzahl von n_max = 7 beobachtet werden konnte, dass die Altvögel Prädatoren wie den Fuchs erfolgreich vertrieben.

Ausgewählte Arten mit negativen Bestandstrends

Die Arten Wachtelkönig, Blaukehlchen und Rohrammer sind deutlich von der erhöhten Besatzdichte benachteiligt. Die Revieranzahlen dieser Arten nehmen mit den steigenden Besatzdichten fast kontinuierlich ab. Wachtelkönig und Blaukehlchen wurden seit mehreren Jahren gar nicht mehr auf der Fläche nachgewiesen. Die beiden Arten Blaukehlchen und Rohrammer präferieren Randstrukturen als Habitate (Handke 2001 b). Ihr Negativtrend lässt sich relativ klar aufgrund der seit circa 2012 abgeweideten und somit vollständig fehlenden Schilfbestände erklären (Bunzel-Drüke 2015, Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014). Um dies zu vermeiden, sollten Schilfflächen vorrausschauend ausgezäunt werden (vergleiche Triops 2020).

Der im Untersuchungsgebiet mit zunehmender Besatzdichte signifikant negative Bestandstrend des Wachtelkönigs als eine im Grünland naturschutzfachlich besonders wertvolle Art ist schwieriger zu interpretieren (Schmidt 2023 b). Eine zu hohe Besatzdichte scheint der Besiedlung durch den Wachtelkönig eher abträglich zu sein. Nickel et al. (2016) betonen jedoch, dass der Bestand des Wachtelkönigs in Mitteleuropa stärkeren Fluktuationen ausgesetzt ist und aufgrund dessen nicht in direktem Zusammenhang mit der Besatzdichte stehen muss (vergleiche auch Koffijberg et al. 2016).

Die Zahl der Wachtelkönige nimmt in Deutschland wie auch thüringenweit (Rote Liste Thüringen: 2 = „stark gefährdet“) seit 2010 deutlich ab. Er ist ein in Deutschland vom Aussterben bedrohter Brutvogel (Rote Liste Deutschland: 1 = „vom Aussterben bedroht“) (DDA 2021, Jaehne et al 2021). Als Gründe hierfür werden häufig intensive Grünlandbewirtschaftungsmethoden angegeben: Mahdzeiten, die oftmals mit Brut- und Aufzuchtzeiten zusammenfallen, Ausbringung von Gülle und Stickstoff, Drainage des Grünlands sowie fehlende Deckung bietende Randstrukturen wirken sich negativ auf den Wachtelkönig aus (Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014, Nickel et al. 2016, Schmidt 2023 b).

Besonders hervorzuheben sind die Ergebnisse hinsichtlich der wertgebenden Indikatorarten Wiesenpieper und Braunkehlchen. Beide weisen statistisch signifikante negative Bestandstrends in Zusammenhang mit der erhöhten Besatzdichte auf. Europaweit sind sie noch ungefa¨hrdet (Rote Liste Europa: * = „ungefährdet“). Deutschlandweit lassen sich jedoch bei beiden nach §§ 44 ff. BNatschG streng geschützten und bis zur Mitte des 20. Jahrhunderts weit verbreiteten Arten massive langfristige wie kurzfristige Bestandseinbrüche erkennen (Bastian 2015, Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014). Regionale positive Entwicklungen sind auf angepasste, extensive Nutzung von Grünland insbesondere in Schutzgebieten zurückzuführen (Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014, Renniger 2019).

Der vor allem in den letzten zehn Jahren rückla¨ufige Trend des Braunkehlchens wurde nicht nur in der Normallandschaft, sondern auch in Schutzgebieten wie zum Beispiel den Kernzonen des Murnauer Mooses festgestellt (Küblbeck et al. 2021). Die Gründe dafür liegen neben dem allgemeinen Verlust von Habitaten auch in der Verschlechterung der Habitatqualität. Die Erhöhung der Besatzdichte kann durch den Rückgang von lebenswichtigen Nahrungsinsekten wie kleineren Fliegen, Hautflüglern, kleinen Käfern und Raupen zu jener Verschlechterung führen (Schmidt 2023 a). Überregionale negative Bestandstrends des Braunkehlchens werden zumeist auf fehlenden Bruterfolg, bedingt durch eine immer frühere und häufigere Mahd, sowie erhöhten Prädationsdruck zurückgeführt (Küblbeck et al. 2021, Schmidt & Korn 2021). Darüber hinaus wird vermutet, dass auch beim Braunkehlchen wie bei vielen anderen Arten der Klimawandel eine Desynchronisation zwischen der Phänologie von Pflanzen- und Insektenaufkommen und der Brutphänologie hervorruft (Bastian 2015).

Die für Braunkehlchen und Wiesenpieper in der Literatur beschriebenen Habitatpräferenzen (Bernardy et al. 2019, Biver 2008, Frick et al. 2022, Gedeon et al. 2014, Graf 2021, Renniger 2019) spiegeln sich auch in der Analyse der Vegetationsstruktur der Brutreviere auf den Teichwiesen wider. In den Revieren der Braunkehlchen liegt die Vegetationshöhe gemittelt bei circa 40 cm, bei den Wiesenpiepern circa bei 30 cm (Abb. 8). Insbesondere für Wiesenpieper und Braunkehlchen ist daher eine Verbesserung der Habitatqualität durch eine niedrigere Besatzdichte von 0,5 bis maximal 0,9 GVE/ha von größter Bedeutung. Eine solche deutliche Verringerung der Besatzdichte auf der Fläche wird bereits seit mehreren Jahren angestrebt, dies konnte bisher noch nicht zufriedenstellend gelöst werden. Ziel ist jedoch, diese im Laufe der nächsten zwei Jahre mithilfe weiterer Interventionen der zuständigen Naturschutzbehörde zu erreichen.

Dank

Ein herzlicher Dank gilt Ralf Brettfeld (Bockstadt) für die Bereitstellung von Daten und die jahrelange Beobachtung der Vogelwelt in den Teichwiesen. Herrn Stefan Frick, dem Koordinator für die Thüringer Monitoringprogramme, danken wir für die Bereitstellung von Daten aus der Datenbank Ornitho.de. Der Landwirtschafts-GmbH am Straufhain, namentlich Herrn Andreas Storch, sei für die Bereitstellung der jährlichen Besatzdichten herzlich gedankt.

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Autor:in

M.Eng. Carla Bömeke

schloss 2024 ihr Masterstudium der Landschaftsarchitektur mit Vertiefungsrichtung Umweltplanung, Naturschutz und Kulturlandschaftsgeschichte an der FH Erfurt ab. Zuvor Geographie-Bachelor an der Georg-August-Universität in Göttingen. 2024/2025 Praktikum als Field Ecologist im australischen Wetlands-Renaturierungsprojekt Winton Wetlands. Heute arbeitet sie als Landschaftsplanerin in Halle/Saale. carla.boemeke@web.de

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Autor:in

Dr. Christoph Unger

ist seit 2019 Kurator fu¨r Ornithologie und Malakologie am Naturkundemuseum Erfurt. Von 2008 bis 2018 Mitarbeiter fu¨r Artenschutz in der Unteren Naturschutzbehörde Hildburghausen in Su¨dthu¨ringen. 1991–1997 Studium der Biologie in Jena, Diplomarbeit u¨ber Dohlen und dann Dissertation u¨ber Raum- und Habitatnutzung von Auerhu¨hnern in Thu¨ringen. Er ist langjähriger Vorsitzender des Vereins Thu¨ringer Ornithologen. 1970 in Karl-Marx-Stadt geboren, aufgewachsen in Bad Kösen bei Naumburg/ Saale. christoph.unger@erfurt.de

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Autor:in

Prof. Dr. Stefan Brunzel

ist seit 2016 Professor fu¨r Biologische Vielfalt und Artenschutz an der FH Erfurt. Seit 2003 tätig als selbstständiger Biologe in Landschaftsplanung und Forschung, zudem langjährig als Lehrbeauftragter und Mitarbeiter der Universitäten Marburg und Essen. Forschungsprojekte zur Flora von Siedlungen, zu Erhaltungskulturen und Wiederansiedlungen gefährdeter Pflanzenarten, zur Veränderung von Tagfaltergemeinschaften im Zuge des Klimawandels. Etablierung und Koordination der E-Learning-Plattform Natura 2000-Manager ( https://www.natura2000manager.de/ ). stefan.brunzel@fh-erfurt.de