Endbericht
zum
Forschungs- und Entwicklungsvorhaben
Kriterienkatalog zur Gestaltung von Acker-
schlägen im Agrarraum -
Landschaftsökologische Aspekte
Im Auftrag des
Sächsischen Landesamtes für Umwelt und Geologie
4. Dezember 2000
ARBEITSGEMEINSCHAFT
BOSCH & PARTNER GMBH
BÜRO FÜR UMWELT- UND REGIONALENTWICKLUNG

Inhaltsverzeichnis
1
E
INLEITUNG ............................................................................................................................. 1
T
EIL A: GRUNDLAGEN
2
L
ANDSCHAFTSÖKOLOGISCHE UND NATURSCHUTZFACHLICHE GRUNDLAGEN ....................... 5
2.1 Charakteristika von Agrarökosystemen............................................................................... 5
2.2 Grundzüge populations- und landschaftsökologischer Modelle.......................................... 6
2.3 Naturschutzfachliche Strategien und Biotopverbundmodelle für Agrarlandschaften ......... 9
2.4 Schlussfolgerungen für die weitere Bearbeitung............................................................... 11
3
L
ANDSCHAFTSÖKOLOGISCHE AUSWIRKUNGEN DER FLURNUTZUNG UND -GESTALTUNG ... 13
3.1 Auswirkungen auf Abiota.................................................................................................. 14
3.1.1 Fruchtfolge.................................................................................................................14
3.1.2 Bodenbearbeitung...................................................................................................... 16
3.1.3 Düngung....................................................................................................................22
3.1.4 Pflanzenschutz........................................................................................................... 24
3.1.5 Grünland....................................................................................................................25
3.1.6 Dränung und Entwässerung.......................................................................................26
3.1.7 Landschaftsstrukturelemente..................................................................................... 29
3.1.7.1 Wege.................................................................................................................. 29
3.1.7.2 Landschaftsstrukturelemente i.e.S. (Hecken, Raine, Feldgehölze etc.)............. 31
3.1.7.3 Uferrandstreifen................................................................................................. 32
3.2 Auswirkungen auf Biota.................................................................................................... 34
3.4 Schlussfolgerungen für die weitere Bearbeitung des Vorhabens ...................................... 38
T
EIL B: KONZEPTION
4
K
ONZEPTION ZUR ABLEITUNG VON LANDSCHAFTSÖKOLOGISCHEN KRITERIEN FÜR DIE
ACKERSCHLAGGESTALTUNG ......................................................................................................... 41
4.1 Zielkategorien und Definitionen........................................................................................ 41
4.2 Anforderungen an die Zielfindung .................................................................................... 44
4.3 Arbeitsschritte der Zielfindung.......................................................................................... 45
4.3.1 Bestandsanalyse (Schritt 1)........................................................................................ 47
4.3.2 Inventarisieren rechtlicher und planerischer Vorgaben sowie wissenschaftlicher
Erkenntnisse (Schritt 2) ......................................................................................................... 47
4.3.4
Soll-Ist-Vergleiche (Schritt 4) .................................................................................. 49
4.3.5 Ableiten von regionalen Umwelthandlungszielen (Schritt 5).................................... 49

5
ABLEITUNG LANDSCHAFTSÖKOLOGISCHER KRITERIEN UND METHODENAUSWAHL ............ 50
5.1 Arten- und Biotopschutz (Biota) ....................................................................................... 50
5.1.1 Kriterien zur qualitativen Entwicklung und Aufwertung von Lebensräumen in
Agrarlandschaften.................................................................................................................. 50
5.1.2 Kriterien zum Anteil von Naturschutzflächen........................................................... 55
5.1.3 Auswahl von Zielarten...............................................................................................57
5.2 Boden- und Gewässerschutz (Abiota) ............................................................................... 61
5.2.1 Ableiten von Kriterien zum Boden- und Gewässerschutz in Agrarlandschaften ...... 61
5.2.2 Anwendungsmethoden .............................................................................................. 65
5.2.2.1 Bodenerosion..................................................................................................... 66
5.2.2.2 Bodenschadverdichtung..................................................................................... 78
5.2.2.3 Gewässerschutz.................................................................................................. 79
5.3 Landschaftsökologischer Kriterienkatalog....................................................................81
T
EIL C: ANWENDUNG
6
C
HARAKTERISIERUNG DER UNTERSUCHUNGSREGIONEN UND UNTERSUCHUNGSBETRIEBE 82
6.1 Untersuchungsregionen ..................................................................................................... 82
6.2 Untersuchungsbetriebe ...................................................................................................... 84
7
H
ISTORISCHER VERGLEICH DER LANDSCHAFTSSTRUKTUREN AUSGEWÄHLTER
LANDSCHAFTSAUSSCHNITTE ......................................................................................................... 86
7.1 Vorbemerkungen...............................................................................................................86
7.2 Methodik............................................................................................................................86
7.3 Ergebnisse..........................................................................................................................88
8
V
ORGABEN DER GESAMT- UND DER FACHPLANUNGEN ........................................................ 91
8.1 Landesentwicklungsplan Sachsen mit integriertem Landschaftsprogramm...................... 91
8.2 Regionale Raumordnungspläne mit integrierten Landschaftsrahmenplänen..................... 94
8.3 Kommunale Landschaftspläne.........................................................................................106
8.4 Agrarstrukturelle Vor- bzw. Entwicklungsplanung......................................................... 108
8.5 Flurbereinigung...............................................................................................................112
8.6 Zusammenfassende Bewertung vorhandener Pläne ........................................................ 115
9
A
NWENDUNG IN DEN BEISPIELREGIONEN ........................................................................... 116
9.1 Arten- und Biotopschutz.................................................................................................. 116
9.1.1 Bestandsanalyse (Schritt 1)...................................................................................... 116
9.1.2 Inventarisieren rechtlicher und planerischer Vorgaben (Schritt 2).......................... 125
9.1.3 Ableiten von regionalen Umweltqualitätszielen und Indikatoren (Zielartenauswahl)
(Schritt 3)............................................................................................................................. 127

9.1.4 Soll-Ist-Vergleich (Schritt 4)................................................................................... 133
9.2 Boden- und Gewässerschutz............................................................................................134
9.2.1 Bestandsanalyse....................................................................................................... 134
9.2.2 Inventarisieren rechtlicher und planerischer Vorgaben........................................... 141
9.2.3 Ableiten von regionalen Umweltqualitätszielen und Indikatoren ........................... 144
9.2.3.1 Bodenabtrag..................................................................................................... 144
9.2.3.2 Bodenschadverdichtungsgefährdung............................................................... 146
9.2.3.3 Nitratauswaschungsgefährdung (Schutz des Grundwassers)........................... 146
9.2.3.4
Bodeneintrag (Schutz oberirdischer Gewässer)............................................... 146
9.2.4 Soll-Ist-Vergleich .................................................................................................... 147
9.3 Ableiten von regionalen Umwelthandlungszielen (Schritt 5).......................................... 152
9.3.1 Rahmengebende Handlungsziele.............................................................................154
9.3.1.1 Biota................................................................................................................. 154
9.3.1.2 Abiota .............................................................................................................. 166
9.3.2 Umwelthandlungsziele in den Untersuchungsgebieten ........................................... 167
9.3.2.1 UG DDH..........................................................................................................169
9.3.2.2 UG MLH..........................................................................................................172
9.3.2.3 UG EZG...........................................................................................................180
9.3.3 Diskussion der exemplarischen UHZ in den Untersuchungsgebieten..................... 182
T
EIL D: SCHLUSSFOLGERUNGEN
10 U
MSETZUNGSEMPFEHLUNGEN UND WEITERER FORSCHUNGSBEDARF................................ 188
10.1
Weitere Vorgehensweise/ Integration vonlandschaftsökologischen und
landwirtschaftlichen Zielvorstellungen ................................................................................... 188
10.2
Anwendung der Kriterien und Umsetzung der Maßnahmen ....................................... 193
10.2.1
Räumliche Gesamt- und Fachplanung................................................................. 194
10.2.2 Förderinstrumente................................................................................................ 198
10.2.3 Landwirtschaftliche Beratung und Öko-Audit .................................................... 198
11 Z
USAMMENFASSUNG ........................................................................................................... 201
L
ITERATURVERZEICHNIS ............................................................................................................. 203
A
NHANG ...................................................................................................................................... 219

Abbildungsverzeichnis
Abb. 3.1: Einflussgrößen der naturräumlichen Ausstattung und der Landnutzung auf die
Landschaftsökologie von Agrarräumen (Die für das Vorhaben besonders
relevanten Einflussgrößen sind grau hinterlegt.)..........................................................13
Abb. 3.2: Bodenbedeckungszeitspannen verschiedener Fruchtfolgen mit und ohne
Zwischenfruchtanbau (Feldwisch & Schultheiß 1998) ................................................15
Abb. 3.3:
Bodenbearbeitungssysteme (KTBL 1988)...................................................................17
Abb. 3.4
Individuenzahlen und Biomasse der Regenwurmpopulationen bei
unterschiedlichen Bearbeitungsverfahren einer erodierten Parabraunerde
(Joschko et al. 1995).....................................................................................................18
Abb. 3.5: Artenzusammensetzung (Individuenzahlen) der Regenwurmpopulationen bei
unterschiedlichen Bearbeitungsverfahren einer erodierten Parabraunerde
(Joschko et al. 1995).....................................................................................................18
Abb. 3.6: Makroporenraum (> 1mm) in ungestörten Bodensäulen (∅ 10 cm) bei
konventioneller (rechts) und konservierender Bodenbearbeitung (links) in
einer erodierten Parabraunerde im unteren Bereich des Ap-Horizonts (Joschko
et al. 1995)....................................................................................................................19
Abb. 3.7:
Vertikale Druckfortpflanzung auf einer Parabraunerde (Ul) bei
konventioneller und konservierender Bodenbearbeitung; Befahrungen mit
einmal 2,2 bzw. zweimal 1,7 t Radlast bei Wassergehalten von 27 - 31 Vol.-%
(Semmel & Horn 1995)................................................................................................20
Abb. 3.8: Stickstoff- und Phosphorbilanzüberschuß [kg/(ha LF.a)] 1970 - 1994,
differenziert nach Flächen - bzw. Sektorbilanz (Bach et al. 1997); BRD ges =
NBL und ABL ab 1990; BRD-ABL = ABL von 1970 bis 1994 ..................................23
Abb. 3.9: Anlaufzeiten (h) der Hochwasserwellen in Abhängigkeit vom Dränflächenanteil
(%) im Zeitraum 1971 - 1979 (Robinson et al. 1985). In dieser Periode
verdoppelte sich der gedränte Flächenanteil.................................................................28
Abb. 3.10: Schematischer Aufbau eines Uferrandstreifens (Leeds et al. 1999, verändert)............33
Abb. 4.1: Zielkategorien und deren Verknüpfung im Vorhaben..................................................43
Abb. 4.2: Ablaufschema zur Herleitung von regionalen Umwelthandlungszielen/
Maßnahmenvorschlägen ...............................................................................................46
Abb. 5.1: Spurflächensumme in % der Schlagfläche für verschiedenen Ackerfrüchte
(Zapf 1997)...................................................................................................................63
Abb. 5.2: Flächenanteil (%) mit unterschiedlichen maximalen Radlasten verschiedener
Fruchtfolgen (Zapf 1997) .............................................................................................63
Abb. 5.3: Bewerten der Verdichtungsempfindlichkeit der Standortregionaltypen (Bosch
& Partner 2000)............................................................................................................79
Abb. 5.4: Nomogramm zur Bestimmung der Grundwasserneubildung unter Acker
(Renger et al. 1989) V = 0,92 . Wj + 0,61 . Sj - 153 . log W
pfl
- 0,12 . E
TURC
+
109 ................................................................................................................................80

Abb. 9.1: Flächenanteile der Hauptgruppen der CIR-Biotoptypenkartierung für die
untersuchten Landschaftsausschnitte in den drei Naturräumen (vgl. Karten 1-3
im Anhang).................................................................................................................117
Abb. 9.2: Flächenanteile der Nebengruppen und Biotoptypen der Hauptgruppe 4 der
CIR-Biotoptypenkartierung für die untersuchten Landschaftsausschnitte in den
drei Naturräumen (Nummerkennung entspricht dem CIR-
Biotopkartierungsschlüssel, wobei jeweils nur die ersten Stellen aufgeführt
sind.) ...........................................................................................................................118
Abb. 9.3: Häufigkeitsverteilung der mittleren Bodenabträge in t/(ha⋅a) A) Ackerflächen
(n = 127) im UG MLH B) Ackerflächen (n = 45) im UG ERZG...............................148
Abb. 9.4: Zusammenhang zwischen Schlaggröße und erosiver Schlaglänge bzw. L-
Faktor im UG MLH....................................................................................................149
Abb. 9.5: Zusammenhang zwischen Schlaggröße und Hangneigung bzw. S-Faktor im
UG MLH.....................................................................................................................150
Abb. 9.6: Zusammenhang zwischen Schlaggröße und mittlerem Bodenabtrag im UG
MLH...........................................................................................................................150
Abb. A1: Biotopausstattung der Maßnahmenkarte im UG DDH im Vergleich zum
gesamten UG UG DDHg = gesamtes UG; UG DDHm = Maßnahmenkarte.............220
Abb. A2: Biotopausstattung der Maßnahmenkarte im UG MLH im Vergleich zum
gesamten UG (MLH I) UG MLHg = gesamtes UG; UG MLHm I =
Maßnahmenkarte I......................................................................................................220
Abb. A3: Biotopausstattung der Maßnahmenkarte im UG MLH im Vergleich zum
gesamten UG (MLH II) UG MLHg = gesamtes UG; UG MLHm II =
Maßnahmenkarte II.....................................................................................................221
Abb. A4: Biotopausstattung der Maßnahmenkarte im UG EZG im Vergleich zum
gesamten UG UG EZGg = gesamtes UG; UG EZGm = Maßnahmenkarte ...............221

Tabellenverzeichnis
Tab. 3.1: Wirkungsmechanismen des Zwischenfruchtanbaus auf den Boden und den
Bodenwasserhaushalt....................................................................................................15
Tab. 3.2: Bedingungen, unter denen konservierende Bodenbearbeitung in der Regel
Vorteile bzw. Nachteile hat ..........................................................................................17
Tab. 3.3: Gesättigte Wasserleitfähigkeit (kf • 10
-4
in cm/s) bei konventioneller und
konservierender Bodenbearbeitung (Semmel & Horn 1995) .......................................20
Tab. 3.4: Beziehung zwischen Bodenbedeckung und Bodenabtrag
1)
(Feldversuche
Müncheberg, Frielinghaus 1996)..................................................................................21
Tab. 3.5: Konzentrationen von PSM (ohne Diuron) in Wasserproben unterschiedlicher
Herkunft (Seel et al. 1996)............................................................................................31
Tab. 3.6 Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der
Ackerschlaggestaltung..................................................................................................39
Tab. 5.1: Minimumarealgrößen für verschiedene Biotoptypen ...................................................53
Tab. 5.2: Kritische Vernetzungsdistanzen für verschiedene Biotoptypen ...................................54
Tab. 5.3: Maximalgrößen für Ackerschläge ................................................................................55
Tab. 5.4: Kriterien zur Ableitung von Zielarten ..........................................................................58
Tab. 5.5: Kriterien zur Ableitung von Zielarten in Baden-Württemberg (für die
Einstufung als Zielart muss mindestens eines der Kriterien erfüllt sein) .....................60
Tab. 5.6: Im Rahmen dieser Studie zu betrachtenden abiotischen Ressourcen sowie
zugehörige Schutzaspekte und Kriterien......................................................................65
Tab. 5.7: Einflussfaktoren der Erosionsgefahr und deren Wertebereiche ......................................67
Tab. 5.8: C-Faktoren für häufige Fruchtfolgen (Feldwisch et al. 1998).....................................71
Tab. 5.9: Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren Hanglängen (m)
(Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt beachten!) C-Faktor =
0,03 ...............................................................................................................................72
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren
Hanglängen (m) (Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt
beachten!) C-Faktor = 0,05...........................................................................................73
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren
Hanglängen (m) (Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt
beachten!) C-Faktor = 0,1.............................................................................................74
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren
Hanglängen (m) (Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt
beachten!) C-Faktor = 0,15...........................................................................................75
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren
Hanglängen (m) (Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt
beachten!) C-Faktor = 0,2.............................................................................................76

Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren
Hanglängen (m) (Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt
beachten!) C-Faktor = 0,3.............................................................................................77
Tab. 5.10: Struktur und Inhalte des landschaftsökologischen Kriterienkatalogs...........................81
Tab. 6.1: Charakteristika der Naturregionen Sachsens................................................................82
Tab. 6.2: Charakteristika der Untersuchungsbetriebe..................................................................85
Tab. 6.3: Einschätzungen der Betriebsleiter hinsichtlich Bewirtschaftungserschwernisse
* ....................................................................................................................................85
Tab. 7.1: Bilanz der historischen und aktuellen Flächenanteile von Biotopkomplexen im
Mulde-Lösshügelland – Blatt 4844 Döbeln..................................................................88
Tab. 7.2: Bilanz der historischen und aktuellen Flächenanteile von Biotopkomplexen im
Mulde-Lösshügelland – Blatt Blatt 4944 Waldheim ....................................................88
Tab. 7.3: Bilanz der historischen und aktuellen Flächenanteile von Biotopkomplexen im
Erzgebirge – Blatt 5245 Lengefeld...............................................................................89
Tab. 8.1: Übersicht über Vorrang- und Vorbehaltsgebiete in den Untersuchungsräumen ..........93
Tab. 8.2: Explizite und implizite Vorgaben der Regionalplanung zur Gestaltung von
Ackerschlägen in den Untersuchungsräumen...............................................................96
Tab. 9.1: Auswertung Biotopkartierung 2. Durchgang, Flächenanteile kartierter
Biotope........................................................................................................................119
Tab. 9.2: Einstufung der Nachweisgrade von Fledermäusen und Vogelarten auf den
MTBQ der UG und auf den umgebenden MTB (Datenbasis: Steffens et al.
1998b, Hochrein et al. 1999) ......................................................................................122
Tab. 9.3: Gefährdungskategorien nach RL von ausgesuchten Amphibien (Rau et al.
1999)...........................................................................................................................123
Tab. 9.4 Amphibienvorkommen in den Untersuchungsräumen .................................................124
Tab. 9.5: Zielarten und „Mitläufer“ unter den Vögeln der Agrarlandschaft..............................132
Tab. 9.6: Standortregionaltypen in den betrachteten Landschaftsausschnitten .........................134
Tab. 9.7: Hangneigungsflächentypen in den betrachteten Landschaftsausschnitten .................135
Tab. 9.8: Leitbodentypen nach KA4 in den betrachteten Landschaftsausschnitten...................135
Tab. 9.9: Bodenartengruppen in den betrachteten Landschaftsausschnitten .............................136
Tab. 9.10: Feldkapazität und nutzbare Feldkapazität im effektiven Wurzelraum der
Böden der betrachteten Landschaftsausschnitte.........................................................137
Tab. 9.11: K-Faktoren sowie Schadverdichtungsgefährdungs- (SVG-) und
Nitratauswaschungsgefährdungsklassen (NAG-Klassen) der Böden der
betrachteten Landschaftsausschnitte...........................................................................138
Tab. 9.12: Erosive Schlaglänge und mittlere Hangneigung der Ackerschläge der
Untersuchungsbetriebe ...............................................................................................139
Tab. 9.13: Erosive Schlaglänge der Ackerflächen der Untersuchungsbetriebe ...........................139
Tab. 9.14: Mittlere Hangneigung der Ackerflächen der Untersuchungsbetriebe ........................140

Tab. 9.15: Hangformen (horizontale Wölbung) der Ackerflächen der
Untersuchungsbetriebe ...............................................................................................140
Tab. 9.16: Mittlerer Bodenabtrag in t/(ha⋅a) der Ackerflächen der Untersuchungsbetriebe........141
Tab. 9.17: Tabellarischer Überblick; UQZ und Indikatoren für den Boden- und
Gewässerschutz ..........................................................................................................147
Tab. 9.18: Rahmengebende Handlungsziele für die beispielhaft abgeleiteten Zielarten des
MLH...........................................................................................................................155
Tab. 9.19: Umwelthandlungsziele für die zu fördernden Zielarten im MLH ..............................157
Tab. 9.20: Rahmengebende Handlungsziele für die beispielhaft abgeleiteten Zielarten des
DDH............................................................................................................................158
Tab. 9.21: Umwelthandlungsziele für die zu fördernden Zielarten in der DDH .........................159
Tab. 9.22: Rahmenziele für die aufgeführten Arten im EZG ......................................................160
Tab. 9.23: Umwelthandlungsziele für die zu fördernden Zielarten im UG ERZG......................162
Tab. 9.24 Übersicht über die rahmengebenden Handlungsziele für die ausgewählten
Zielarten in den drei Naturräumen..............................................................................163
Tab. 9.25: Auswahl repräsentativer Schläge für die Maßnahmenplanung ..................................168
Tab. 9.26: Landschaftsökologische Gestaltungsmaßnahmen in der Düben-Dahlener-
Heide, Ausschnitt Sprotta...........................................................................................169
Tab. 9.27: Landschaftsökologische Gestaltungsmaßnahmen im Mulde-Lösshügelland,
Ausschnitt Ziegra-Knobelsdorf – Niederstriegis (MLH I) .........................................175
Tab. 9.28: Landschaftsökologische Gestaltungsmaßnahmen im Mulde-Lösshügelland,
Ausschnitt Ziegra-Knobelsdorf – Forchheim (MLH II).............................................179
Tab. 9.29: Landschaftsökologische Gestaltungsmaßnahmen im Erzgebirge...............................181
Tab. 9.30: Schlagbezogene Daten zur Bodenerosion und Schadverdichtungs- sowie
Nitrataustragsgefährdung der ausgesuchten Ackerschläge – Referenzsituation.........184
Tab. 9.31: Schlagbezogene Daten zur Bodenerosion der nach landschaftökologischen
Kriterien gestalteten Ackerschläge – Auswirkungen von konservierender
Bodenbearbeitung und Mulchsaat sowie von Maßnahmen der
Schlaggestaltung.........................................................................................................185
Tab. 9.32: Flächenbilanz der landschaftsökologischen Maßnahmen in den
Untersuchungsregionen..............................................................................................187
Tab. 10.1: Betriebliche Auswirkungen der landschaftsökologischen Maßnahmen.....................190
Tab. 10.2: Einsatz der Kriterien bei bestehenden Instrumenten der
Landnutzungssteuerung ..............................................................................................200

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
1
1
EINLEITUNG
Landschaftsökologische Auswirkungen der Landwirtschaft können direkt oder indirekt in Zusammen-
hang mit der Schlaggröße und -geometrie gebracht werden. Dabei sind biotische und abiotische Aus-
wirkungen zu beachten. Im Bereich der biotischen Auswirkungen der Flurgestaltung sind vor allem
Biotopverlust und Verinselungseffekte wie Isolations-, Barriere- und Randzoneneffekte zu nennen.
Diese Effekte tragen zur Verringerung des Genaustauschs zwischen Teilpopulationen und zur Arten-
verarmung des Agrarraumes bei. Im Bereich der Abiota spielen vor allem Auswirkungen der Flurges-
taltung auf den Boden und das Wasser eine Rolle. Wenn bei der Schlageinteilung, -größe und -
geometrie standörtliche Gegebenheiten nicht genügend berücksichtigt werden, kann dies eine Ver-
schärfung der Bodenschadverdichtung und eine Erhöhung der Bodenerosion und der Stoffeinträge in
Grundwasser und oberirdische Gewässer zur Folge haben.
Die bisherigen Erfahrungen (u.a. aus der Flurneuordnung) haben gezeigt, dass große Schläge – neben
den Vorteilen einer rationellen Bewirtschaftung – mit Risiken für die natürlichen Ressourcen verbun-
den sind (Luft & Morgenschweiß 1984, Klaghofer 1985, SRU 1985, Hach & Höltl 1989, Bronstert et
al. 1993 u. 1995, Feldwisch 1999). So muss davon ausgegangen werden, dass bei großen Schlägen oh-
ne gliedernde Strukturen, insbesondere wenn sich diese in Hanglagen befinden, mit erhöhtem Boden-
abtrag zu rechnen ist (Schuch 1979, Diez 1984, Preußer 1985). Ferner erlaubt die landwirtschaftliche
Technik bislang nur in unzureichendem Maße eine differenzierte Bewirtschaftung innerhalb eines
Schlages
1
, so dass im Falle großer, aber kleinstandörtlich differenzierter Flächen, zumindest lokal
zwangsläufig eine nicht standortangepasste Bewirtschaftung mit der Folge von Bodenschadverdich-
tung, Bodenerosion und Grundwassergefährdung stattfindet (Werner 1999).
Im Zuge der Diskussion, wie Mindestpopulationsgrößen von Tieren und Pflanzen und deren geneti-
scher Austausch gesichert werden kann, wird seit Jahren die Forderung nach Errichtung von leistungs-
fähigen Biotopverbundsystemen insbesondere in Agrarlandschaften gestellt (z.B. Mader 1986, Jedicke
1994, SRU 1994 u. 1996, Kretschmer & Hoffmann 1997), um negative Isolations-, Barriere- und
Randzoneneffekte weitestgehend zu minimieren (Steffens 1997
).
Diese Forderung hat mit dem Auf-
trag zum Schutz der Biodiversität eine neue, zusätzliche Begründung erhalten.
Flurneuordnungsverfahren gewinnen in den letzten Jahren zunehmend an Bedeutung; dies spiegelt
sich in den ständig steigenden Antragszahlen sowie in den ebenfalls steigenden Zahlen angeordneter
Verfahren wider. Aufgrund der vielfältigen strukturellen Probleme ist in Sachsen von einem flächen-
deckenden Bedarf an Ländlichen Neuordnungsverfahren auszugehen (SMUL 1999). Anordnungen
von ländlichen Neuordnungsverfahren werden schwerpunktmäßig u.a. in stark erosionsgefährdeten
Gebieten und zur Realisierung von Maßnahmen des Umweltschutzes und der Landschaftspflege vor-
genommen.
Die Situation der sächsischen Landwirtschaft ist aus landschaftsökologischer Sicht insbesondere durch
die großflächige Flächennutzung mit entsprechend geringen Landschaftsstrukturelementen gekenn-
zeichnet. Bedeutende Flächenanteile sind bereits schadverdichtet und sehr große Flächenanteile poten-
ziell wassererosionsgefährdet. Daraus leiten sich Konflikte zwischen landwirtschaftlicher Bodennut-
zung einerseits sowie biotischen (Biodiversität, Arten- und Biotopschutz) und abiotischen (Boden,
Wasser, Luft) Schutz- und Entwicklungszielen andererseits ab (Buder & Kuhnert 1996, Steffens
1997). Die hohe Anzahl beantragter Flurneuordnungsverfahren und die dabei vorgenommene Schwer-
1
Derzeit werden unter dem Begriff des „precision farmings“ Forschungen durchgeführt, die über Lokalisierungen mittels GPS eine solche
teilflächendifferenzierte Ausbringung von Düngern und Pflanzenschutzmittel ermöglichen (J
ÜRSCHIK 1999, WERNER, A. 1999).

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
2
punktsetzung eröffnet jedoch die Chance, negative externe Effekte der Landwirtschaft durch eine ge-
zielte Entwicklung der Agrarstrukturen zu minimieren
2
.
Zielsetzungen des Vorhabens
Die zentrale Zielsetzung des F+E-Vorhabens liegt in der Ableitung eines Kriterienkatalogs, der als O-
rientierungshilfe für eine naturraum-, standort- und nutzungsbezogene Optimierung der Ackerschlag-
gestaltung herangezogen werden kann. Die Ziele lauten:
Entwickeln einer nachvollziehbaren und damit auch auf andere Naturräume Sachsens übertragba-
ren Methodik zur Ableitung von Zielsetzungen und Kriterien einer an landschaftsökologischen Er-
fordernissen ausgerichteten Gestaltung der Agrarstruktur;
Bestimmen von Kriterien und Indikatoren, anhand derer eine bestehende Agrarstruktur im Hinblick
auf diese landschaftsökologischen Zielsetzungen bewertet werden kann und letztendlich konkrete
Maßnahmen zu einer Veränderung der Strukturen eingeleitet werden können.
Pauschale Angaben zu maximal tolerierbaren Flächengrößen landwirtschaftlicher Schläge werden da-
bei der differenzierten Problematik nicht gerecht. Vielmehr sind landschaftliche Eigenarten, standört-
liche Spezifika sowie historische und aktuelle wirtschaftliche, technische und gesellschaftliche Rah-
menbedingungen der landwirtschaftlichen Nutzung zu berücksichtigen. Allerdings sollte geprüft wer-
den, inwieweit für ausgewählte Raumeinheiten (wie z.B. naturräumliche Einheiten) allgemeingültige
und übertragbare Zielsetzungen einer landschaftsangepassten Agrarstruktur formuliert und damit
wichtige Voraussetzungen für eine nachhaltige Landnutzung (Linckh et al. 1996 u. 1997, SRU 1996)
geschaffen werden können.
Die aus landwirtschaftlicher Sicht formulierte Zielvorstellung, den anzustrebenden Flächenanteil von
ökologischen Strukturelementen zu reduzieren, wenn die landwirtschaftliche Produktionsfunktion an-
steigt
3
, muss aus landschaftsökologischer Sicht kritisch diskutiert werden (Prilipp 1998). Denn gerade
in landwirtschaftlich intensiv genutzten Gebieten ist der Bedarf an Rückzugsräumen für Flora und
Fauna sowie an ausgleichenden Wirkungen, die von Strukturelementen ausgehen, besonders groß
(Mader 1986, Steffens 1997).
Die zu erstellende Methodik muss aus Sicht der Arbeitsgemeinschaft vermeiden, dass naturschutzfach-
liche Anforderungen nur in Form von „Restflächenverwertungen“ berücksichtigt werden. Ansätze, die
landschaftsökologisch wertvolle Flächen allein aus Seltenheit und Natürlichkeit (z.B. nach § 26
SächsNatSchG) oder im Umkehrschluss aus geringen biotischen Ertragspotenzialen ableiten, führen
zwangsläufig ausschließlich zu naturschutzfachlichen Maßnahmen auf Standorten mit extremen Was-
ser- und Nährstoffhaushalten (Trocken- oder Naßstandorte, oligotrophe Standorte) (vgl. z.B. Bastian
& Röder 1996). Solche Ansätze werden jedoch den vielfältigen Bodenfunktionen nicht gerecht. So
weisen z.B. landwirtschaftlich bevorzugt bewirtschaftete Standorte mit hohem biotischen Ertragspo-
2
Beispielsweise ist dem Flurneuordnungsverfahren der Gemeinde Leuben-Schleinitz in der Lommantzscher Pflege, die aufgrund sehr
schluffreicher Böden, intensiver Landbewirtschaftung und geringem Strukturflächenanteil besondere Erosionsprobleme aufweist, eine E-
rosionsabschätzung des Ist-Zustandes und möglicher Gegenmaßnahmen vorgeschaltet (M
ICHAEL 1999).
3
Z.B. wird im Rahmen des thüringischen Ansatzes „Kriterien Umweltverträglicher Landwirtschaft“ (KUL) vorgeschlagen, den Flächenan-
teil ökologisch-landeskultureller Strukturen von minimal 15 % in landwirtschaftlichen Grenzregionen auf 7 % in Vorranggebieten abzu-
senken (R
OTH et al. 1996, ECKERT 1999). POMMER (1999) berichtet für Bayern von ähnlichen Werten; so sollten in Grenzregionen
12 - 20 % und in Vorranggebieten nur 5 - 7 % der Fläche Strukturelementen vorbehalten sein.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
3
tenzial gleichzeitig eine ausgeprägte Ausgleichsleistung im Wasserkreislauf auf, da sie in der Regel
tiefgründig sind und über eine hohe Wasserspeicherkapazität verfügen.
Die aus landschaftsökologischer Sicht anzustrebende Flurgestaltung, welche in diesem Bericht thema-
tisiert wird, muss sich mit den landwirtschaftlichen Zielvorstellungen auseinandersetzen. Aus diesem
Grund wurde ein Parallelvorhaben
4
von Seiten der Sächsischen Landesanstalt für Landwirtschaft (LfL)
an das Institut für Landnutzungssysteme und Landschaftsökologie des Zentrums für Agrarlandschafts-
und Landnutzungsforschung e.V. (ZALF, Müncheberg) vergeben. Das Vorhaben wird in diesem Jahr
abgeschlossen.
Das Parallelvorhaben hat das Ziel, die Einflussfaktoren auf die Schlaggestaltung, insbesondere die
acker- und pflanzenbaulichen sowie die betriebswirtschaftlichen und betriebsorganisatorischen Ein-
flussgrößen zu bestimmen. Dabei wird im ersten Schritt analysiert, ob die real existierenden Schlag-
strukturen den arbeitswirtschaftlichen bzw. ökonomischen Anforderungen gerecht werden. Als Ein-
flussfaktoren der variablen Maschinenkosten werden die Schlaggröße, die mittlere Hektarbreite als
Formparameter und die Hof-Feldentfernung herangezogen. Anhand dieser Einflussfaktoren werden
die Aufwand-Ertrags-Relationen ermittelt, welche als zur Bewertung unterschiedlicher Schlaggestal-
tungsmaßnahmen herangezogen werden.
Darauf aufbauend werden unter Berücksichtigung der landschaftsökologischen Anforderungen an die
Gestaltung von Ackerschlägen verschiedene Szenarien zu den ökonomischen Auswirkungen von
Schlaggestaltungsmaßnahmen berechnet; u.a. berücksichtigen die Szenarien die Rahmenbedingungen
der AGENDA 2000, die technischen Möglichkeiten der Präzisionslandwirtschaft (precision farming)
bzw. die vollständige Integration der Landwirtschaft in den Weltmarkt.
4
Titel des Parallelvorhabens: Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen im Agrarraum – Teilthema: Landwirtschaft

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
4
Begriffsdefinition „Ackerschlag“
Im Rahmen dieser Studie wird unter einem Ackerschlag die von einem Landbewirtschafter einheitlich
bewirtschaftete und mit einer landwirtschaftlichen Kultur bestellte Ackerfläche verstanden, und zwar
unabhängig von Flurstücksgrenzen und Eigentumsverhältnissen.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
5
2
LANDSCHAFTSÖKOLOGISCHE UND NATURSCHUTZFACHLICHE GRUNDLAGEN
2.1
Charakteristika von Agrarökosystemen
Zur Beschreibung und Beurteilung des Systemzustandes von Agrarökosystemen wird in der Diskussi-
on häufig die Diversitäts-Stabilitäts-Hypothese herangezogen.
Lange Zeit wurde davon ausgegangen, dass artenreiche Ökosysteme mit hoher Vielfalt an Lebensfor-
men und großer Artendiversität auch stabile Ökosysteme sind. Diese scheinbar positive Korrelation
zwischen der Diversität und der Stabilität wurde von Elton (1958) in der Diversitäts-Stabilitäts-
Hypothese formuliert. Die Hypothese baut auf der Strategie innerhalb der ökologischen Sukzession
auf: Variable Umweltbedingungen, wie sie in reifen, ungestörten und reich strukturierten Ökosyste-
men meist vorliegen, haben eine große Artendiversität zur Folge (vgl. Odum 1980). Diese artenreichen
Ökosysteme mit zunehmender Nischenspezialisierung und eng verschachtelter Selbstregulation wären
demnach stabiler und sehr viel belastbarer als artenärmere Ökosysteme (vgl. Haber 1972). Diese Hy-
pothese hat sich in dieser Form jedoch als nicht haltbar erwiesen (vgl. Godmann 1974), da sie sich zu
eng an die biotischen Elementen der Ökosysteme anlehnte und nur die Artendiversität betrachtete.
Insbesondere der Raumdiversität kommt eine besondere Bedeutung zu, denn die räumliche Heteroge-
nität, die kleinräumige Differenzierung der abiotischen Bedingungen einer Landschaft und die daraus
resultierende Selbstregulationsfähigkeit, ist durchaus mit der Stabilität in Beziehung zu setzen (vgl.
Finke 1986, Kaule 1991). Die Diversitäts-Stabilitäts-Hypothese dient der ökologische Planung als
Theorierahmen und sollte durchaus zur Entwicklung eines Kriterienkataloges zur Beurteilung des
landschaftsökologischen Zustandes von Agrarlandschaften herangezogen werden.
Die Landschaftsentwicklung ist insgesamt geprägt durch eine zunehmende Segregation und Funk-
tionsentmischung von Nutz- und Schutzflächen. Dies ist ersichtlich aus dem Wandel der Flächenstruk-
turen, der Nutzungsarten und der Nutzungsintensitäten (vgl. SRU 1998). In intensiv genutzten Agrar-
ökosystemen befinden sich die natürlichen, naturnahen und extensiv genutzten Ökosysteme oft in ei-
ner isolierten Lage und dispersen Verteilung. Die landwirtschaftlich intensiv bewirtschafteten Nutzflä-
chen fallen als Lebensraum für andere Tier und Pflanzenarten als die Kulturpflanzen weitgehend aus
(Mader 1983, Kaule 1991, Heydemann 1983). Auch die Struktur und die Dynamik der Biozönosen in
Agrarlandschaften hat sich verändert und die Häufigkeitsstruktur der Arten wurde verschoben. Das na-
türliche Artengleichgewicht mit den charakteristischen Ein- und Auswanderungsraten reagiert mit der
Einstellung neuer Gleichgewichte, Reichholf (1976, S. 395) spricht in diesem Zusammenhang von
Kulturlandschaftsbiozönosen.
Intensiv genutzte Agrarökosysteme haben im Gegensatz zu naturnahen Ökosystemen die Fähigkeit zur
Selbstregulation verloren, die jedoch durch Fremdregulation ersetzt wird. Benachbarte Landschafts-
räume müssen daher die ökologischen Leistungen für diese anthropogen geprägten landschaftlichen
Ökosysteme mit übernehmen. Agrarökosysteme destabilisieren somit angrenzende Ökosysteme und
bedürfen selbst auch einer „ständigen Subvention durch den Menschen“ (vgl. Odum 1980, S. 434).
Die steigende Bewirtschaftungsintensität und die Vereinfachung der komplexen Wirkungszusammen-
hänge der Agrarökosysteme führt zu folgenden Veränderungen innerhalb des Landschaftsökosystems
(vgl. Sukopp 1981, SRU 1985, Heydemann 1986) bzw. zu folgenden externen Nebenwirkungen und
Veränderungen innerhalb des Landschaftsökosystems:
Vereinheitlichung der Flora und Fauna,
Rückgang und Existenzgefährdung vieler Pflanzen- und Tierarten,
TEIL A: GRUNDLAGEN

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
6
Verlust von naturnahen Lebensräumen,
Standortveränderung und Nivellierung der ökologischen Standortqualität,
Flächen-, Barriere- und Randzoneneffekte innerhalb des Landschaftsökosystems,
Dünge- und Pflanzenschutzmitteleintrag in natürliche, naturnahe und extensiv genutzte Biotope,
Boden - und Gewässereutrophierung sowie
Immissionsbelastung der Luft, hervorgerufen u.a. durch Denitrifikationsprozesse und Pflanzen-
schutzmittelabtrift.
Die Dominanz technischer Produktions- und Steuerungsprozesse führt zur ökologischen Labilität von
intensiv genutzten Agrarökosystemen und es erwächst die Notwendigkeit, diese Mängel durch einen
erhöhten Einsatz an chemischen und technischen Anstrengungen auszugleichen. Die Labilität von Ag-
rarökosystemen und die notwendigen Steuerungsmechanismen werden durch folgende Prozesse her-
vorgerufen (vgl. Sukopp 1981, SRU 1985, Diercks 1986, Knauer 1993):
Intensivierung der ackerbaulichen Nutzung und der Grünlandbewirtschaftung,
Krankheitsepedemien und Schädlingskalamitäten durch eingeengte Fruchtfolgen,
Erhöhte Anbaurisiken durch Fruchtfolgekrankheiten und –schädlinge,
Minderung der Dichte der Begleitflora und -fauna und daraus resultierende Verringerung der
Selbstregulationsfähigkeit,
Wind- und Wassererosion,
Bodenverdichtungen und
Nährstoffverluste.
Die Diversität besitzt für die Stabilisierung und Selbstregulationsfähigkeit der Agrarökosysteme
durchaus eine entscheidende Rolle (vgl. Haber 1986, Mader 1986). In diesem Zusammenhang ist da-
von auszugehen, dass die Produktivität eines Agrarökosystems mit der Diversität und auch mit der
Selbstregulationsfähigkeit ansteigt (Lieth 1974, Knauer 1993). Hierbei wird insbesondere auf die posi-
tiven synökologischen Wirkungen der in der Agrarlandschaft verbliebenen oder neuzuschaffenden Bi-
otope verwiesen, die in ihrer räumlichen Verknüpfung die Erhaltung funktionsfähiger Ökosysteme und
ihrer Biozönosen sichern (vgl. Tischler 1980, Knauer 1993). Für den regelmäßigen Biotopwechsel in-
nerhalb der Agrarzoozönosen und die Stabilisierung des Agrarökosystems besitzen Biotopverbund-
systeme eine große Bedeutung (vgl. Mader 1985, 1986; Heydemann 1986), denn stabile Phyto- und
Zoozönosen sowie leistungsfähige Nützlingspopulationen können nur aufgebaut werden, wenn unter-
schiedlich strukturierte Biotope in ausreichender Größe und Dichte erhalten und neugeschaffen wer-
den, ergo die Diversität der Agrarökosysteme erhöht wird (vgl. Zwölfer 1980; Knauer 1982, 1993).
2.2
Grundzüge populations- und landschaftsökologischer Modelle
Für die Begründung der Dimensionierung und Vernetzung von stabilen Tier- und Pflanzenlebensräu-
men in Agrarlandschaften kann auf mehrere theoretisch fundierte populations- und landschaftsökolo-
gische Modelle zurückgegriffen werden.
Die wesentlichen populations- und landschaftsökologischen Modelle zeichnen sich durch folgende
Grundzüge aus:
Inselökologie
oder Insel-Biogeographie (begründet durch MacArthur & Wilson 1963, 1976)
Die wesentliche Aussage der Inselökologie besagt, dass auf größeren (geographischen) Inseln Tiere
und Pflanzen in höheren Artenzahlen vorkommen, weil die Zuwanderungsrate die Aussterberate über-
steigt.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
7
Auf kleinen Inseln ist die Aussterbewahrscheinlichkeit für jede einzelne Population höher, da die Po-
pulationen selbst kleiner und damit instabiler sind; gleichzeitig ist die Wahrscheinlichkeit geringer,
dass dismigrierende Individuen aus einem anderen Lebensraum die Insel erreichen. Durch die höhere
Aussterberate ist auf kleinen Inseln nicht nur die Artenzahl kleiner, sondern die Artenaustauschrate ist
auch größer. Biozönosen auf kleinen Inseln sind daher instabil.
Arten-Areal-Kurve
(z. B. Reichholf 1980)
Die Beziehung zwischen Habitatgröße und Artenzahl in fragmentierten Habitaten („Habitatinseln“),
die sich durch die Arten-Areal-Kurve darstellen läßt, wurde aus der Inselökologie abgeleitet. Auch in
isolierten Lebensräumen innerhalb von Festlandsökosystemen gilt die gleiche Grundregel wie oben für
Inselbiozönosen beschrieben.
Für jeden Habitattyp und jede Pflanzen- oder Tierklasse ließe sich theoretisch eine spezifische Arten-
Areal-Kurve bestimmen, die allerdings bezogen auf Mitteleuropa bisher nur für Vögel durch deskrip-
tive Analysen für die meisten relevanten Habitattypen bekannt ist (Flade 1994).
Mosaik-Konzept
(Duelli 1989, 1992)
Das Mosaik-Konzept erklärt im Wesentlichen die hohe Artendiversität in kleinstrukturierten Land-
schaften damit, dass im Verhältnis zur Gesamtfläche Rand- und Übergangsbereiche (Ökotone) großen
Raum einnehmen und damit unterschiedliche Randeinflüsse in den einzelnen Habitatfragmenten in
höherem Maße wirksam sind als auf großen homogenen Flächen. Dies führt zu einer dichten Besied-
lung mit gering spezialisierten Arten und Habitatgeneralisten. Für Habitatspezialisten mit enger Bin-
dung an einen bestimmten Lebensraum dagegen wirkt sich das kleinräumige Mosaik häufig negativ
aus, teilweise wahrscheinlich durch die Konkurrenz mit Habitatgeneralisten verstärkt.
Bezogen auf Habitatspezialisten entsprechen die vielfach isolierten Lebensräume jedoch in weit stär-
kerem Maße „Habitatinseln“, weshalb die Artendiversität bei den stenöken Arten in der Regel mit
steigender Flächengröße wächst, wie es die Inselökologie beschreibt.
Mosaik-Zyklus-Konzept
(Remmert 1985)
Das Konzept der parallel zueinander, aber desynchron ablaufenden zyklischen Kreisläufe in Teilflä-
chen eines Lebensraumes im Klimax-Stadium ersetzt seit etwa zwanzig Jahren zunehmend die Vor-
stellung der ökologischen Stabilität einer natürlichen Klimaxgesellschaft. Das Nebeneinander zyklisch
wiederkehrender Sukzessionsphasen in verschiedenen Teilflächen der Klimaxgesellschaft stabilisiert
das Ökosystem als Ganzes, während die einzelne Sukzessionsphase (auch die Klimax!) auf der einzel-
nen Teilfläche zwangsläufig instabil ist. Am Ende des Zyklus steht meist eine „Katastrophe“, z. B. die
natürliche Altersgrenze, Brand, Windwurf oder ähnliche Einflüsse, welche den Zyklus auf den Aus-
gangspunkt zurücksetzen.
Das Mosaik-Zyklus-Konzept wird bisher in der Regel nur auf natürliche oder zumindest sehr naturna-
he Biotope angewendet; Mosaik-Zyklus-Systeme sind - zumindest auf der Ebene der Pflanzengesell-
schaften - auf große Flächen angewiesen, damit zu jedem Zeitpunkt alle Sukzessionsphasen in ausrei-
chendem Umfang vorhanden sein können.
Auf die Gestaltung von Agrarlandschaften bezogen kann das Mosaik-Zyklus-Konzept sicher nicht in
seiner Gesamtheit angewendet werden, da auf dem größten Teil der Fläche die beginnenden Sukzessi-
onszyklen bereits sehr schnell wieder zurückgesetzt werden. Beachtung verdient aber sicher die stabi-

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
8
lisierende Wirkung der Desynchronizität der parallelen Zyklen; auch in den Lebensräumen innerhalb
von Agrarlandschaften könnte eine stabilisierende Wirkung durch Desynchronisation bestimmter zyk-
lischer Nutzungs- oder Pflegeeingriffe erreicht werden.
SLOSS-Debatte
(
s
ingle
l
arge
o
r
s
everal
s
mall [reserves]) (Simberloff & Abele 1976, Higgs &
Usher 1981)
Die SLOSS-Debatte diskutiert die Vor- und Nachteile weniger – dafür großer – Schutzgebiete gegen-
über einer größeren Zahl –aber kleiner – Schutzgebiete vor dem Hintergrund der Inselökologie, des
MVP-Konzeptes und der Metapopulationstheorie.
Im Hinblick auf die artenschutzorientierte Gestaltung und Dimensionierung der Verbund-
Lebensräume spielen vor allem die folgenden Ansätze und Hypothesen eine zentrale Rolle:
MVP-Konzept
(
M
inimum
V
iable
P
opulation) (z.B. Hovestadt u.a. 1991)
Die wesentliche Aussage des MVP-Konzeptes ist, dass eine Tierpopulation eine bestimmte Mindest-
größe haben muss, um mit hoher Wahrscheinlichkeit über einen längeren Zeitraum weitgehend unab-
hängig von stochastischen Ereignissen überlebensfähig zu sein. Diese Größe ist im Einzelfall von
zahlreichen Faktoren abhängig, die teilweise in der Biologie der betreffenden Art, teilweise in charak-
teristischen Eigenschaften ihres Lebensraumes liegen können. Um das Konzept für den planenden und
bewertenden Einsatz zu operationalisieren wird allgemein eine Populationsgröße von 500 Individuen
als Untergrenze angenommen.
Minimalareal-Konzept
(z.B. Hovestadt u.a. 1991)
Der Begriff Minimalareal erhält seit einigen Jahren zunehmende Bedeutung bei der Beurteilung der
Effizienz von Naturschutzmaßnahmen. Grundsätzlich sind jedoch zwei verschiedene Bedeutungsebe-
nen zu unterscheiden:
Minimalareal i.S. des Flächenbedarfs von Tierpopulationen:
Hovestadt u.a. (1991) definieren unter
Bezugnahme auf das MVP-Konzept das Minimalareal als die Habitatfläche, die erforderlich ist, eine
Populationsgröße von 500 Individuen zu tragen. Wichtig ist hierbei, dass die Tierarten mit dem höchs-
ten Flächenbedarf in der Regel auch diejenigen mit der höchsten Mobilität sind, weshalb das Minimal-
areal fragmentiert sein kann; der Grad der Fragmentierung bzw. die möglichen Abstände zwischen den
Habitatinseln ergeben sich aus der jeweils spezifischen Ausbreitungsfähigkeit der betreffenden Art
(vgl. z.B. Settele 1998).
Minimalareal i.S. der Funktionsfähigkeit eines Habitattyps:
Schwerdtfeger (1978) definiert das Mini-
malareal für eine Biozönose bzw. einen Habitattyp als die Flächengröße, ab der alle charakteristischen
Arten, die in dem betreffenden Habitattyp mit hoher Stetigkeit (>60-70%) vorkommen, die Habitatflä-
che besiedeln können.
Metapopulations-Konzept
Das klassische Metapopulationsmodell („Island-Equilibrium“-Modell nach Levins 1969) beschreibt
qualitativ weitgehend gleichwertige Lokalpopulationen mit relativ hohen lokalen Aussterbewahr-
scheinlichkeiten, bei denen durch den Populationsverbund ein Gleichgewicht zwischen lokalem Aus-
sterben und Wiederbesiedlung entsteht. Dieses Modell ist eng mit der Inselökologie verknüpft.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
9
Demgegenüber beschreibt das „Core-Satellite“ oder „Festland-Insel“-Modell (Boorman & Levitt
1973) einen Verbund aus unterschiedlich großen lokalen Populationen, bei dem in den kleinen „pat-
ches“ - den Inseln - das Aussterberisiko allein aufgrund der geringeren Populationsgrößen höher ist.
Im Falle lokaler Extinktion werden sie vom „Festland“ ausgehend wiederbesiedelt.
Tritt bei den „Inselhabitaten“ noch geringere Habitatqualität hinzu, die durch geringeren Reprodukti-
onserfolg das Aussterberisiko zusätzlich erhöht, so spricht man vom „Source-Sink“ oder „Lieferhabi-
tat-Verschleißhabitat“-Modell (Pulliam 1988). Individuenaustausch ist hier weitgehend eine Einbahn-
straße von der Quell- oder Lieferpopulation zu den „Sink-Populationen“ in Verschleißhabitaten, die
ohne Nachschub aus der Quellpopulation nicht lange überlebensfähig wären.
Unterbindung des Individuenaustausches zwischen isolierten „patches“ führt zu genetischer Isolation
der Lokalpopulationen, die dann keine Metapopulation mehr darstellen, und zum schnelleren Ausster-
ben jeder einzelnen der isolierten Lokalpopulationen.
In natürlichen Systemen wird kaum einmal eines dieser Modelle in reiner Form realisiert sein, sondern
es findet sich meist eine zeitlich und räumlich differenzierte Kombination der Systeme. Problematisch
ist die Unterscheidung zwischen Metapopulationen (gleich welchen Typs) und Lokalpopulationen, in
denen ein großer Teil der Individuen mehrere „Habitat-Patches“ nutzt, so dass eine Lokalpopulation
oberflächlich einem Verbund mehrerer Lokalpopulationen ähnelt. Die unzweifelhafte Charakterisie-
rung als Metapopulation bedarf daher häufig detaillierter Langzeituntersuchungen einschließlich indi-
vidueller Markierung.
Zielartenkonzept
(z.B. Hovestadt 1990)
Als Zielarten werden in der Regel solche Arten definiert, die bezüglich ihrer Habitatwahl und des
Raumbedarfs besonders anspruchsvoll sind. Dabei handelt es sich in der Regel zugleich um die am
stärksten gefährdeten Arten, zu deren Erhaltung der dringendste Handlungsbedarf besteht.
Das naturschutzstrategische Zielartenkonzept beruht auf der Regel, dass die Bereitstellung der erfor-
derlichen Minimalareale und Habitatqualitäten für diese anspruchsvollsten Vertreter einer Biozönose
zugleich die Bedürfnisse der meisten weniger anspruchsvollen Glieder der Biozönose befriedigt.
2.3
Naturschutzfachliche Strategien und Biotopverbundmodelle für Agrarlandschaften
Für die konkrete Umsetzung von naturschutzfachlichen Anforderungen, insbesondere zu einem Ver-
bund von Lebensräumen auf der Grundlage der beschriebenen populations- und landschaftsökologi-
schen Modelle (Kap. 2.2), sind in Anlehnung an Kretzschmer et al. (1995) mehrere, grundsätzlich ver-
schiedene räumliche Modelle denkbar. Bei der Umsetzung ist grundsätzlich zu berücksichtigen, dass
naturschutzfachliche Anforderungen in der Regel in Konflikt mit Nutzungsansprüchen im gleichen
Raum stehen. Als Lösungsansatz kommt generell ein segregativer und integrativer Ausgleich der ver-
schiedenen Interessen in Betracht (vgl. Kap. 4.3.5).
Im Folgenden wird insbesondere auf die Vor- und Nachteile der verschiedenen Ansätze für den abioti-
schen Ressuorcenschutz und den Schutz der Fauna eingegangen, weil diese Schutzbereiche im Weite-
ren Gegenstand der Kriterien für die Ackerschlaggestaltung sind.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
10
Integration
Bei der integrierenden Strategie wird versucht, für jede Fläche einen Interessenausgleich zu finden und
die Trennung von Produktions- und Schutzflächen aufzugeben (vgl. z.B. Hampicke 1988, Pfadenhauer
1991, Pfadenhauer und Ganzert, 1992). Hauptziel dieser Strategie ist zusammengefasst die Berück-
sichtigung von Naturschutzzielen in allen Nutzungsbereichen und bei allen Handlungen bzw. Flächen.
Innerhalb der Integrationsstrategie unterscheidet Hampicke (1988) nochmals zwischen Kombination
(Naturschutz und Produktion auf derselben Fläche) und Vernetzung (Naturschutz und Produktionsflä-
chen getrennt, aber eng miteinander verzahnt). Beide Modelle sind in einem Raum nebeneinander
denkbar. Für den Vernetzungsansatz in Agrarlandschaften kommen unterschiedlich große räumliche
Modelle für die Netzweite von Landschaftsbestandteilen bzw. Lebensräumen in Betracht:
Engmaschige Netzstruktur
Das Idealbild dieses Modells ist eine eng gekammerte Feldflur mit maximalen Schlaglängen von
400 - 600 m und maximalen Breiten von 150 - 200 m. Die einzelnen Saumbiotope (v.a. Hecken)
sind durch ein engmaschiges Netz direkt miteinander verbunden.
Vorteile dieses Modells sind u.a. der sehr hohe Anteil von Übergangs- und Saumbiotopen, der ei-
ne hohe Artendiversität bei gleichzeitig hoher Individuendichte ermöglicht. Nachteile liegen z.B.
in der geringen Flächenausdehnung der einzelnen Biotope, wodurch Habitatspezialisten deutlich
benachteiligt werden.
Großmaschige Netzstruktur
Gegenüber dem ersten Modell zeichnet sich dieser Ansatz durch eine geringere Häufigkeit von
Strukturelementen bei gleichzeitig größerer flächiger Ausdehnung (mindestens 10-30 m breit) und
komplexerer Gestaltung der Einzelelmente aus.
Dieser Ansatz ermöglicht eine bessere Pufferung der Vorrangflächen gegenüber den unmittelba-
ren Beeinträchtigungen durch die Bewirtschaftung der umgebenden Nutzflächen und bietet
gleichzeitig bessere Möglichkeiten zur Bereitstellung von Komplexhabitaten. Der Nachteil gerin-
gerer Vernetzung (in Bezug auf maximale Abstände zwischen gleichartigen Habitatflächen) wird
durch die durchschnittlich größere Fläche der Einzelhabitate kompensiert. Andererseits entstehen
bei diesem Modell durchschnittlich größere Ackerschläge, wodurch die Besiedlung der Ackerflä-
chen erschwert wird.
Insbesondere für den Ressourcenschutz hat die Integrationsstrategie große Vorteile. Angesichts einer
nahezu flächendeckenden Nutzung in Mitteleuropa sind aber weder besonders empfindliche Arten und
Ökosystemtypen ausreichend zu schützen noch bestimmte Funktionen des Naturhaushaltes voll zur
Entfaltung zu bringen.
Schlaginterne Segregation (vgl. Partielle Segregation)
Das Modell der schlaginternen Segregation setzt weniger auf die direkte Vernetzung der Vorrangflä-
chen, sondern auf den Verbund durch ein Muster von Inselstrukturen, die nur zum Teil auch durch li-
neare Elemente untereinander vernetzt werden.
Dieses Modell bietet den Vorteil, dass auch innerhalb der einzelnen Schläge noch erkennbare Sonder-
strukturen revitalisiert werden können, ohne sie zwangsläufig durch lineare Strukturelemente ergänzen
zu müssen. Im Zuge der Umgestaltung der Ackerlandschaften in den letzten Jahrzehnten entfernte
Biotopstrukturen inmitten der Ackerschläge (z.B. in feuchten Senken) können mit diesem Ansatz wie-
derhergestellt werden, ohne dass hierfür zwangsläufig die Form und Größe der vorhandenen Schläge

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
11
verändert werden müssen. Dennoch wird auch in diesem Modell davon ausgegangen, dass die einzel-
nen Schläge nicht größer als 40-50 ha sein sollten.
Schlagexterne Segregation
Dieses Modell entspricht der herkömmlichen Strategie der Segregation der Landschaft in intensiv be-
wirtschaftete Produktionsflächen einerseits und nicht genutzte Naturschutz-Vorrangflächen anderer-
seits. Dabei sollen beide durch sogenannte Pufferflächen voneinander getrennt werden, um direkte Be-
einträchtigungen der Schutzgebiete zu verhindern. Die intensiv genutzten Teilflächen erfüllen in die-
sem Modell keine ökologischen Funktionen, die statt dessen ausschließlich auf den ausgegliederten
Vorrangflächen konzentriert sind.
Trotz der erheblichen Nachteile dieser strikten Trennung in belastende Produktionsflächen und mehr
oder weniger beeinträchtigte Rückzugsräume kann auch dieses Modell im Einzelfall Vorteile im Hin-
blick auf den Biotop- und Artenschutz bieten; dann nämlich, wenn Zielarten begünstigt werden sollen,
die zur Etablierung einer MVP auf relativ große, zusammenhängende Habitatflächen angewiesen sind
(extreme Habitatspezialisten oder besonders störanfällige Tierarten). Die Wirksamkeit dieser Strategie
ist als gering einzuschätzen, wenn die Vorrangflächen des Naturschutzes in Bezug auf die jeweiligen
Schutzgegenstände zu klein sind und nicht ausreichend gegen negative Einflüsse von Produktionsflä-
chen geschützt werden.
Partielle Integration
Mit der Strategie des partiell integrierten Naturschutzes wird ein Mittelweg beschritten: Es wird ver-
sucht, Ziele und Vorteile des Segregations- und des Integrationsansatzes miteinander zu verbinden.
Bestandteile dieser Strategie sind:
Vorrangflächen für den Naturschutz (Segregationsaspekt) und
ein System von „Grundzielen“, das auf der gesamten Fläche des Bezugsraums Gültigkeit hat (In-
tegrationsaspekt).
Zweck dieses Zielsystems ist es, Boden, Wasser und Luft auf einem Mindestniveau zu erhalten und
eine möglichst hohe Biodiversität auch in der genutzten Landschaft zu gewährleisten (Plachter und
Reich 1994). Im Rahmen dieser Strategie können ebenso die verschiedenen räumlichen Biotopver-
bundmodelle eingesetzt werden.
2.4
Schlussfolgerungen für die weitere Bearbeitung
Im konkreten Planungsfall werden in der Regel mehrere dieser Strategien und Verbundmodelle mit-
einander kombiniert. Entscheidend für die Begründung landschaftsökologischer Gestaltungsmaßnah-
men der Ackerschläge sind sowohl die abiotische und biotische Ausstattung des betrachteten Land-
schaftsausschnittes als auch die für diesen Landschaftsausschnitt formulierten Zielvorstellungen des
Naturschutzes im weiten Sinne, also des Naturhaushaltsschutzes (mit den drei Umweltmedien Boden,
Wasser und Luft) sowie des Arten- und Biotopschutzes. Je nach Standortausstattung und Schutzziel
werden die Ziele des Naturschutzes i.w.S. eher über die Integration oder die Segregation zu verwirkli-
chen sein. Ferner leitet einen das biotische Schutzobjekt auf das vordergründig zu berücksichtigende
landschaftsökologische Modell hin.
Dieses Vorhaben greift im Wesentlichen auf das Zielartenkonzept zur Bestimmung der landschafts-
ökologisch anzustrebenden Biotopausstattung im Agrarraum (s. Kap. 5.1.3) und auf die naturschutz-
fachliche Strategie der partiellen Integration zur Ableitung des räumlichen Verteilungsmusters der

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
12
landschaftsökologisch begründeten Raumansprüche zurück. Wesentliche Entscheidungshilfen für die
Auswahl der jeweils passenden Modelle bietet neben der Auswahl der zu fördernden Zielarten u.a. die
historisch gewachsene Landschaftsstruktur (s. Kap. 7).

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
13
3
LANDSCHAFTSÖKOLOGISCHE AUSWIRKUNGEN DER FLURNUTZUNG UND
-GESTALTUNG
Die landschaftsökologischen Verhältnisse eines Agrarraumes werden bestimmt durch Einflüsse der
Landnutzung und durch die naturräumliche Ausstattung; vielfältige Wechselbeziehungen zwischen
anthropogener Landnutzung und naturräumlicher Ausstattung prägen Biotop- und Arteninventar (Bio-
ta) sowie Wasser- und Stoffhaushalt (Abiota) von Agrarräumen.
Abbildung 3.1 stellt die wesentlichen Einflussgrößen auf die landschaftsökologische Situation von Ag-
rarräumen zusammen. Zu den naturräumlichen Einflussgrößen gehören Geologie, Böden, Topogra-
phie, Klima und Gewässer. Ferner werden die Acker- und Grünlandnutzung sowie die Waldnutzung
zu den Einflussgrößen der Landnutzung gezählt.
Abb. 3.1:
Einflussgrößen der naturräumlichen Ausstattung und der Landnutzung auf die Land-
schaftsökologie von Agrarräumen (Die für das Vorhaben besonders relevanten Einflussgrö-
ßen sind grau hinterlegt.)
Für das Vorhaben sind insbesondere die naturräumlichen Ausprägungen der Böden, Topographie und
Gewässer als auch die Acker- und Grünlandbewirtschaftung von Bedeutung. Die agrarische Landnut-
zung lässt sich hinsichtlich ihrer landschaftsökologischen Wirkungen weiter differenzieren in Effekte
der Bewirtschaftung, Landschaftsstruktur und Melioration.
In den folgenden Unterkapiteln werden die Ergebnisse einer Literaturanalyse zu den wesentlichen Ein-
flussgrößen auf die landschaftsökologischen Verhältnisse agrarisch geprägter Räume dokumentiert.
Dabei wird auf die in Abbildung 3.1 markierten Einflussgrößen eingegangen; deren landschaftsökolo-
gische Auswirkungen werden beschrieben und anschließend Schlussfolgerungen für den im Rahmen
Melioration
Dränung
Bewässerung
u.a.
Waldbau
Bestandsaufbau
Holzentnahme
Kalkung / Düngung
Waldschäden
Landschafts-
struktur
Landschafts-
strukturelemente
Schutzgebiete
Gewässerrand-
streifen
Flächengrößen u. –
geometrien
Bewirtschaftung
Fruchtfolge
Bodenbearbeitung
Düngung
Pflanzenschutz
Brachen
Grünlandpflege
Viehbesatz
Naturräumliche Ausstattung
Geologie
Böden
Topographie
Klima
Gewässer
Landnutzung
Acker
Grünland
Wald
Landschaftsökologie
(Biota und Abiota)

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
14
dieses Vorhabens zu erstellenden Kriterienkatalog gezogen. Diese grundsätzlichen Schlussfolgerungen
dienen im weiteren Verlauf als fachwissenschaftliche Grundlage zur Ableitung geeigneter Kriterien
zur Ackerschlaggestaltung. Dabei wird zu überprüfen sein, ob die benannten Anhaltspunkte im Rah-
men dieser Studie verhältnismäßig und operationalisierbar sind. Der zu erstellende Kriterienkatalog
zur Gestaltung von Ackerschlägen muss letztendlich nicht den hohen wissenschaftlichen Anforderun-
gen genügen; stattdessen muss der Kriterienkatalog bei ausreichender Aussageschärfe vor allem den
praxisbezogenen Anforderungen der Fachplanung genügen.
3.1
Auswirkungen auf Abiota
Beeinträchtigungen der Umweltmedien Boden und Wasser
5
durch die Landbewirtschaftung können in
Beeinträchtigungen des Wasser- und Stoffhaushaltes (abiotischen Auswirkungen) gegliedert werden.
Diese Auswirkungen sind auf unterschiedlichen räumlichen Skalen zu erfassen und zu bewerten; zu
differenzieren ist zwischen der Betrachtungsebene eines einzelnen Standortes, also zwischen Böden
mit ihren Wasser- und Stoffhaushalten, und der Betrachtungsebene von Landschaften, deren räumliche
Abgrenzung anhand von Einzugsgebieten vorzunehmen ist.
Beeinträchtigungen des Wasserhaushaltes durch die landwirtschaftliche Nutzung werden in folgenden
Bereichen wirksam: Evapotranspiration, Infiltration, Muldenspeicher, Bodenspeicher (Feldkapazität)
sowie als Folge der vorgenannten Wirkungsbereiche die Veränderung der Abflussanteile der Oberflä-
chen-, Zwischen- und Grundwasserabflüsse. Von besonderem Interesse ist der Einfluss der Landwirt-
schaft auf den Oberflächenabfluss, da damit einerseits Beeinträchtigungen der Böden (sowohl im Ero-
sionsbereich durch Verlust an Bodenmächtigkeit als auch im Anlandungsbereich durch Bodenüberde-
ckung) und andererseits Beeinträchtigungen von unterliegenden Umweltkompartimenten wie Biotope,
Gewässer etc. durch Stoffeinträge (Sediment, Nährstoffe und Pflanzenschutzmittel) und durch hydrau-
lischen Stress (in Fließgewässern) einhergehen.
Beeinträchtigungen des Stoffhaushaltes der zu betrachtenden Umweltmedien gehen von Stoffeinträgen
(in Form von Dünge- und Pflanzenschutzmitteln) und Stoffausträgen (in partikulärer oder gelöster
Form mit dem Wasserstrom) aus. Ferner wird der Stoffhaushalt auch durch geänderte Umwandlungs-
prozesse beeinflusst – wie z.B. Förderung der aeroben Mineralisation organischer Substanz durch Bo-
denbearbeitung oder durch Entwässerung bzw. Reduzierung der aeroben Mineralisation durch Boden-
schadverdichtung.
Von elementarer Bedeutung für Stofftranslokationen ist der Wasserfluss. Insofern werden in den fol-
genden Ausführungen Beeinträchtigungen durch Stoffausträge immer im Zusammenhang mit Beein-
trächtigungen des Wasserhaushaltes diskutiert.
3.1.1 Fruchtfolge
Wasserhaushalt
Die Fruchtfolge beeinflusst die Bildung von Oberflächenabfluss insbesondere über die Zeitspanne der
Bodenbedeckung. Oberflächenabfluss tritt v.a. dann auf, wenn der Boden ungeschützt Niederschlägen
ausgesetzt ist. Dann werden die Bodenaggregate durch den Aufprall der Regentropfen zerschlagen und
die Bodenoberfläche verschlämmt. Die Folgen dieser Aggregatzerstörung und Verschlämmung sind
geringere Wasserinfiltration und folglich erhöhter oberflächlicher Wasserabfluss, der Boden, Nähr-
stoffe und Pflanzenschutzmittel abträgt (Erosion). Kein oder nur ein geringer Oberflächenabfluss tritt
5
Nicht betrachtet wird das Umweltmedium Luft, da die Flurgestaltung nur untergeordneten Einfluss auf dieses Medium hat.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
15
auf, wenn der Boden durch einen dichten Pflanzenbestand oder durch eine Mulchdecke (Ernteresten,
abgestorbene Zwischenfruchtbestände, Stallmist, Komposte etc.) vor der Energie der Regentropfen
geschützt wird.
Abb. 3.2:
Bodenbedeckungszeitspannen verschiedener Fruchtfolgen mit und ohne Zwischenfruchtan-
bau (Feldwisch & Schultheiß 1998)
Neben dem Hauptfruchtanbau ergeben sich je nach Abfolge der einzelnen Fruchtfolgeglieder mehr
oder weniger lange vegetationslose Zeiträume (Abb. 3.2). In diesen Phasen ist aber durchaus noch
Pflanzenwachstum möglich, so dass diese durch Zwischenfrüchte genutzt werden können. So steigt
die Zeitspanne, in der der Boden durch geschlossene Pflanzenbestände geschützt ist, von rund 30 –
35 % auf 50 bis 60 % des Fruchtfolgezeitraums an. Zusätzlich ist beim Zwischenfruchtanbau die
Schutzwirkung der Mulchschicht nach Absterben der Zwischenfrucht zu berücksichtigen. In Tabelle
3.1 werden die Wirkungsmechanismen des Zwischenfruchtanbaus auf den Boden und den Bodenwas-
serhaushalt zusammengefasst.
Tab. 3.1:
Wirkungsmechanismen des Zwischenfruchtanbaus auf den Boden und den Bodenwasser-
haushalt
Wirkung
Schutzbeitrag
Zwischenfrüchte verlängern die Zeitspanne, in der der
Boden mit einem aktiven Pflanzenbestand bedeckt ist
Schutz der Bodenoberfläche vor dem Aufprall der Regen-
tropfen und dadurch geringere Verschlämmung sowie ge-
ringerer Oberflächenabfluss
Zwischenfrüchte ermöglichen die Mulchsaat der Folge-
kulturen
geringerer Oberflächenabfluss durch Bodenbedeckung
und erhöhte bodenbiologische Aktivität
Zwischenfrüchte liefern reichlich organische Substanz,
die die Humusversorgung des Bodens sicherstellt sowie
das Bodenleben fördert
Stabilisierung der Bodenaggregate und des Bodengefüges
und dadurch geringere Verschlämmungsneigung der Bö-
den sowie geringerer Oberflächenabfluss;
größere Makroporenanteile in Folge erhöhten Regen-
wurmbesatzes, sodass die Infiltrationskapazität steigt
Zwischenfrüchte steigern die Transpiration um bis zu 150
mm
Entleerung des Bodenspeichers bewirkt eine höhere Spei-
cherkapazität bei nachfolgenden Niederschlägen

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
16
Die Fruchtfolge determiniert jedoch nicht nur den Bodenbedeckungsgrad, sondern auch die mechani-
sche Beanspruchung des Bodengefüges und die damit verbundene Beeinträchtigung des Bodenwas-
serhaushaltes. Das heißt, die mechanische Belastung des Bodens zeigt charakteristische Unterschiede
bei verschiedenen Ackerfrüchten. So zeichnen sich die sogenannten Hackfrüchte im Vergleich zu Ge-
treidefrüchten in der Regel durch höhere mechanische Lasteinträge aus (vgl. Kap. 5.2.1). Insbesondere
bei der Hackfruchternte kommen zwei ungünstige Bedingungen zusammen; bei selbstfahrenden Voll-
erntemaschinen werden bei den heute eingesetzten Maschinen Lastmassen bis zu 50 t realisiert, die
zudem auf Grund der im Herbst in der Regel ansteigenden Bodenfeuchten auf belastungslabileren Bö-
den abgestützt werden müssen (vgl. Bosch & Partner 2000). Folglich ist die Wahrscheinlichkeit für
schädliche Bodenverdichtungen bei Hackfrüchten tendenziell höher als bei Getreidefrüchten. Ver-
gleichbares gilt für sogenannte Sonderkulturen, insbesondere für Feld- und Frischgemüseanbau.
Stoffhaushalt
Grundwasserbelastungen mit Nitrat und daraus resultierende Eutrophierungen von Fließgewässern
sind auch Ausdruck der Fruchtfolge, da das Auswaschungsrisiko von Nitrat entscheidend durch die
Fruchtfolge beeinflusst wird. Von Bedeutung sind hierbei der Pflanzenertrag und die Wachstumsdauer
(z.B. Kulturen mit Nährstoffaufnahme im Herbst) sowie die Tiefe der Durchwurzelung (Nährstoffauf-
nahme aus tieferen Bodenschichten).
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Bodenbedeckungsgrad und Bodenbedeckungsdauer sind bedeutende Steuerungsgrößen für Wasser-
und Stoffströme in Agrarlandschaften (vgl. auch Frielinghaus 1998, Winnige et al. 1998). Weiterhin
können einige Feldfrüchte aufgrund ihrer Anbaubedingungen als problematisch eingeordnet werden.
Zur Indikation landschaftsökologischer Effekte bieten sich folglich „Bodenbedeckungsgrad“ und „Bo-
denbedeckungsdauer“ sowie „Anteil kritischer Feldfrüchte“ an.
Mit Bezug zur Bodenerosion kommen auch stärker aggregierte Kriterien in Frage; so greift zum Bei-
spiel die Allgemeine Bodenabtragsgleichung (ABAG), die den mittleren Bodenabtrag durch Wasser
abschätzt, auf den sogenannten „C-Faktor“ (Bodenbedeckungs- und Bodenbearbeitungsfaktor) zurück,
um den Einfluss der Fruchtfolge auf das Erosionsgeschehen zu beschreiben (vgl. Kap. 5.2.2.1).
Das Erosionsmodell E2D/E3D berücksichtigt den Einfluss der Fruchtfolge bei den Parametrisierung
des „Erosionswiderstandes“ des Bodens, der „Rauheit“ der Bodenoberfläche und dem „Bedeckungs-
grad“ (vgl. LfL/LfUG 1996).
Hinsichtlich der schädlichen Bodenverdichtung lassen sich Ackerfrüchte hinsichtlich der Gefügege-
fährdung unterscheiden. „Kritische Feldfrüchte“ wie Hackfrüchte sowie Feld- und Frischgemüse
zeichnen sich durch zumeist höhere Gefügebelastungen aus und können insofern als Anhaltspunkte für
potenzielle Schadverdichtungsgefährdungen herangezogen werden.
3.1.2 Bodenbearbeitung
Wegen ihrer herausragenden Bedeutung ist die Bodenbearbeitung mit ihrem Einfluss auf Wasser- und
Nährstoffhaushalt intensiv erforscht worden. Dazu existieren umfangreiche Kompendien, die hier nur
beispielhaft erwähnt werden sollen (Rohmann & Sontheimer 1985, Werner et al. 1991, Renius et al.
1992, Enquete-Kommission „Schutz der Erdatmosphäre“ 1994, KTBL 1995, Flaig & Mohr 1996,
Prashun et al. 1997, Feldwisch & Schultheiß 1998, KTBL 1998). Im Folgenden wird exemplarisch auf

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
17
einige Untersuchungen eingegangen, die stellvertretend für die Vielzahl der vorhandenen Forschungs-
ergebnisse die wesentlichen Zusammenhänge zwischen Bodenbearbeitung einerseits sowie Wasser-
und Stoffhaushalt andererseits belegen.
Wasserhaushalt
Die Intensität der Bodenbearbeitung nimmt vom Standardverfahren mit dem Pflug über konservieren-
de Verfahren bis hin zur Direktsaat ab (Abb. 3.3). Dabei sind die Bodenbearbeitungsverfahren nicht
alle gleich gut auf unterschiedlichen Böden einsetzbar. Tabelle 3.2 führt zwei Standortgruppen auf, die
auf konservierende Bodenbearbeitung entweder mit Ertragsvorteilen oder Ertragsnachteilen reagieren.
Direkte negative Auswirkungen konservierender Bodenbearbeitungsverfahren auf das natürliche Ab-
flussgeschehen können auf zu Dichtlagerung neigenden, strukturschwachen Sand- und feinsandigen
Schluffböden entstehen.
Abb. 3.3:
Bodenbearbeitungssysteme (KTBL 1988)
Tab. 3.2:
Bedingungen, unter denen konservierende Bodenbearbeitung in der Regel Vorteile bzw.
Nachteile hat
Standorte mit eher Vorteilen
Standorte mit eher Nachteilen
kalkreiche Tonböden
humose Sandböden
steinreiche Böden
zu Verschlämmung neigende Böden
erosionsgefährdete Standorte
leicht erwärmbare Böden
nicht quellfähige Tonböden
zu Dichtlagerung neigende Sandböden und fein-
sandige Schluffböden
staunasse Böden
kalte und untätige Böden
Von besonderer Bedeutung ist der Umgang mit Ernteresten. Während bei wendenden Bodenbearbei-
tungsverfahren die Erntereste vergraben werden, verbleiben bei nichtwendenden Verfahren Erntereste
auf der Bodenoberfläche und können dort positive Wirkungen ausüben (vgl. Tab. 3.2). Die mehr oder
weniger ausgeprägte Mulchschicht auf der Oberfläche stellt eine Schutzschicht dar; Niederschläge,
Sonneneinstrahlung und Wind wirken sich nicht mehr so stark auf den Boden aus.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
18
Neben dem Schutz der Bodenoberfläche vor dem Regentropfenaufprall wirken sich Mulchverfahren
auch auf das Bodenleben aus. Von besonderer Bedeutung ist der Einfluss auf die Lumbriciden (Re-
genwürmer), weil diese Bodentiere die Porosität der Böden durch die Anlage von großen Poren (soge-
nannte Makroporen) und folglich auch die Wasserleitfähigkeit stark erhöhen. Artenzusammensetzung,
Abundanz und Biomasse der Regenwurmpopulationen reagieren deutlich auf Bodenbearbeitung und
Mulch. So berichten Joschko et al. (1995) von dreifach höheren Individuenzahlen und zehnfach höhe-
ren Biomassen der Regenwurmpopulationen auf einer erodierten Parabraunerde unter reduzierender
Bodenbearbeitung mit Mulchsaat im Vergleich zu konventioneller wendender Bodenbearbeitung ohne
Mulchsaat (Abb. 3.4).
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Konventionelle Saat
Mulchsaat
Individuenzahl
Biomasse
Anzahl/m
2
bzw. g/m
2
Abb. 3.4
Individuenzahlen und Biomasse
der Regenwurmpopulationen bei
unterschiedlichen Bearbeitungsver-
fahren einer erodierten Parabrau-
nerde (Joschko et al. 1995)
Darüber hinaus war das Artenspektrum verändert (Abb. 3.5). Die tiefgrabende Art
Lumbricus ter-
restris
, die auf wendende Bodenbearbeitungsverfahren empfindlich reagiert, wurde auf der konventio-
nellen Variante nicht angetroffen, dahingegen auf der Mulchsaatvariante mit hoher Individuenzahl.
Auf der konventionell bewirtschafteten Fläche wurden nur die flachgrabenden Arten
Aporrectodea ca-
liginosa
und
A. rosea
festgestellt. Da tiefreichende und kontinuierliche Regenwurmgänge nur von
Lumbricus terrestris
, nicht jedoch von den beiden anderen Arten angelegt werden, ist davon auszuge-
hen, dass die Infiltrationskapazität unter der Mulchvariante deutlich über der konventionellen Variante
liegt.
Mulchsaat
A. calinginosa
51%
A. rosea
7%
L. terrestris
42%
Konventionelle Saat
A. calinginosa
87%
A. rosea
13%
Abb. 3.5:
Artenzusammensetzung (Individuenzahlen) der Regenwurmpopulationen bei unterschiedli-
chen Bearbeitungsverfahren einer erodierten Parabraunerde (Joschko et al. 1995)
Die Änderungen in den Regenwurmpopulationen sind ursächlich auf zwei Effekte zurückzuführen.
Einerseits fördert das erhöhte Nahrungsangebot bei Mulchsaatverfahren die Individuenzahlen, ande-

image
image
AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
19
rerseits bewirkt die verminderte Eingriffsintensität bei konservierender Bodenbearbeitungsverfahren
geringere Schädigungen der Populationen. Auch der Zeitpunkt der Bodenbearbeitung wirkt sich diffe-
renzierend auf die Regenwurmpopulationen aus. So wird bei konservierenden Verfahren die Grundbo-
denbearbeitung (mit Pflug oder Grubber) zur Zwischenfrucht im August durchgeführt - zu einer Zeit
geringer Regenwurmaktivität. Im Gegensatz dazu erfolgt eine konventionelle Bodenbearbeitung mit
dem Pflug meist zu Zeiten höchster Regenwurmaktivität im Herbst oder im Frühjahr und schädigt ins-
besondere die großen, tiefgrabenden Arten wie
Lumbricus terrestris
.
Bodenbearbeitungsverfahren bewirken grundsätzlich eine mechanische Belastung des Bodengefüges;
gleiches gilt für alle Befahrungen, die im Rahmen der Bestellung, der Bestandspflege oder zur Ernte
vorgenommen werden. Die damit verbundenen mechanischen Belastungen können reversibel und in-
sofern unproblematisch sein oder aber zu schädlichen Veränderungen des Bodengefüges führen. Ent-
scheidend ist es, dass die Stabilität des Bodengefüges bzw. die Belastbarkeit des Bodens bei Befah-
rungen und Bearbeitungsverfahren berücksichtigt wird.
Dabei sind auch schlaginterne Bodenheterogenitäten (Bodenkontraste) zu beachten. So zeichnen sich
häufig Teilflächen des Schlages durch geringere mechanische Belastbarkeiten aus. Werden die me-
chanischen Belastungen an dem vergleichsweise unempfindlichen Bodeninventar eines Schlages aus-
gerichtet, dann resultiert daraus nahezu zwangsläufig eine mechanische Überbeanspruchung der ver-
dichtungsempfindlichen Teilflächen mit der Folge von schädlichen Bodenverdichtungen.
Schädliche Veränderungen des Bodengefüges lassen sich vor allem an Gefügeformen ab er auch am
Porenraum des Bodens ablesen. So zeigt Abbildung 3.6 den Einfluss unterschiedlicher Bodenbearbei-
tungsverfahren auf das Makroporensystem. Die höhere mechanische Belastung des Bodens bei der
Verwendung des Pflugs bewirken nicht nur geringere Porenvolumina, darüber hinaus ist auch die
Kontinuität der Poren unterbrochen; die Folge solcher schädlichen Veränderungen des Porensystems
sind, dass Böden ihre natürlichen Funktionen im Naturhaushalt (Lebensraumfunktion, Regler- und
Speicherfunktion im Wasser- und Nährstoffkreislauf sowie Puffer- und Filterfunktion gegen stoffliche
Einwirkungen) nur eingeschränkt erfüllen können.
Abb. 3.6:
Makroporenraum (> 1mm) in ungestörten Bodensäulen (
10 cm) bei konventioneller
(rechts) und konservierender Bodenbearbeitung (links) in einer erodierten Parabraunerde
im unteren Bereich des Ap-Horizonts (Joschko et al. 1995)

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
20
Intensivere Strukturierungsprozesse und stabilere Makroporensysteme führen dazu, dass auf konser-
vierend bearbeiteten Böden auch bei zum Teil geringeren Gesamtporenvolumina gleiche oder höhere
Wasserleitfähigkeiten beobachtet werden (Semmel & Horn 1995) (Tab. 3.3).
Tab. 3.3:
Gesättigte Wasserleitfähigkeit (kf • 10
-4
in cm/s) bei konventioneller und konservierender
Bodenbearbeitung (Semmel & Horn 1995)
Bodentiefe (cm)
Standort
Verfahren
10
30
40
60
anthropogener
Auftragsboden
konventionell 3,3 0,3 0,1 0,3
aus Löß (Ul)
konservierend
0,5
1,5
0,2
0,4
Parabraunerde aus
Löß (Ul)
1. Befahrung
konventionell
3,0
0,6
0,1
3,6
Herbst 1991
konservierend
1,5
0,9
0,4
-
2. Befahrung
konventionell
3,7
2,5
1,3
12,6
Frühjahr 1992
konservierend
4,0
3,0
4,3
23,6
3. Befahrung
konventionell
0,6
4,8
0,2
11,2
Frühjahr 1992 konservierend 1,2 0,4 7,0 2,4
Auch die Tragfähigkeit der Böden wird durch das Bodenbearbeitungsverfahren beeinflusst. Die länge-
re Bodenruhe bei konservierenden Verfahren steigert die Tragfähigkeit und vermindert insofern die
Ausbildung von Verdichtungen. So berichten Semmel & Horn (1995), dass die durch drei Versuchsbe-
fahrungen hervorgerufenen Vertikalspannungen auf konservierend bearbeiteten Flächen etwa 20 % ge-
ringer waren als auf den konventionell bewirtschafteten Flächen (Abb. 3.7). Folglich wird Boden-
schadverdichtungen vorgebeugt.
0
50
100
150
200
250
10
30
40
60
konventionell
konservierend
Bodentiefe (cm)
Druck (kPa)
Abb. 3.7:
Vertikale Druckfortpflanzung
auf einer Parabraunerde (Ul)
bei konventioneller und kon-
servierender Bodenbearbei-
tung; Befahrungen mit einmal
2,2 bzw. zweimal 1,7 t Radlast
bei Wassergehalten von 27 -
31 Vol.-% (Semmel & Horn
1995)
Stoffhaushalt
Neben den dargestellten Einflüssen der Bodenbearbeitung auf den Wasserhaushalt sind auch Einflüsse
auf den Stoffhaushalt feststellbar. Mit dem Oberflächenabfluss einhergehende Stofftranslokationen
(Sediment sowie partikulär gebundene und gelöste Stoffe) werden in der Regel überproportional stär-
ker durch konservierende Bodenbearbeitung reduziert als der Oberflächenabfluss (Mollenhauer &
Ortmeier 1995).

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
21
Ein Beispiel für reduzierte Bodenabträge in Folge geringerer Bodenbearbeitungsintensität gibt Tabelle
3.4. So sinkt der Bodenabtrag einzelner Abtragsereignisse in Maisbeständen um 30 bis 100 %, wenn
Mais im Mulchsaatverfahren (Mais in abgestorbene Senfzwischenfrucht oder in abgespritztem Raps)
gesät wird. Auch die anderen Ergebnisse machen deutlich: Hohe Bodenbedeckungsgrade bis >90 %
reduzieren in Abhängigkeit vom Entwicklungsstadium der angebauten Kultur und der Niederschlags-
charakteristika den Bodenabtrag um bis zu 100 %. Damit verbundene Stoffausträge werden ebenfalls
nachhaltig zurückgeführt.
Tab. 3.4:
Beziehung zwischen Bodenbedeckung und Bodenabtrag
1)
(Feldversuche Müncheberg, Frie-
linghaus 1996)
Datum
13.04.1994
19.05.1994
03.05.96
08.06.1996
29.06.1996
Regenhöhe (mm)
24
36
24
38
32
Regenintensität (mm/h)
7,6
4,4
10
70
k.A.
Varianten
Bb.
%
Abtrag
kg
1)
Bb.
%
Abtrag
kg
Bb.
%
Abtrag
kg
Bb.
%
Abtrag
kg
Bb.
%
Abtrag
kg
Mais
0 10 20 3 0 6 20 490 50 283
Mais in abgestorbener
Senfzwischenfrucht
60 < 1 40 2 40 2 50 27 60 18
Mais in abgespritztem
Raps
60 1 60 2 50 0 30 190 60 102
Begrünte Brache
> 90 1 > 90 0 > 90 0 > 90 0 > 90 0
W.-Roggen mit Untersaat
70
1
70
0
> 90
< 1
> 90
< 1
> 90
0
S.-Gerste
10 36 50 16 10 2 > 90 6 >90 0
1) Parzellengröße 432 m
2
(48 m Länge und 9 m Breite), natürliche Niederschläge
Aus Untersuchungen zum Makroporenfluss (auch präferentielles Fließen oder preferential flow ge-
nannt) und seinem Einfluss auf Stoffverlagerungen geht hervor, dass in konservierend bearbeiteten
Böden meist höhere Grobporenanteile mit zudem höheren Kontinuitäten anzutreffen sind. Insofern ist
von einer bevorzugten und schnelleren Tiefenverlagerung von Stoffen wie Dünge- und Pflanzen-
schutzmittel auszugehen (u.a. Leonard 1990, Beisecker 1994, Lütkemöller 1995, Traub-Eberhard et al.
1995, Knoblauch 1996, Williams et al. 1996). Eine gesamtökologische Bewertung der unterschiedli-
chen Bodenbearbeitungssysteme unter Beachtung der lateralen und
vertikalen Stoffausträge steht aber
bisher aus (Feldwisch 1999); dazu fehlen valide Untersuchungs- und Modellergebnisse.
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Auch bei der Bodenbearbeitung stellt sich der Bodenbedeckungsgrad als zentrale Steuerungsgröße der
Wasser- und Stoffflüsse heraus. In diesem Zusammenhang ist der Flächenanteil konservierend bewirt-
schafteter und im Mulchsaatverfahren bestellter Äcker von besonderer Bedeutung, die sich als indirek-
te Indikatoren für die Bodenbedeckung anbieten.
Zur Indikation können folglich „Bodenbedeckungsgrad“, „Flächenanteil konservierend bearbeiteter
Äcker“ und „Flächenanteil im Mulchsaatverfahren bestellter Äcker“ genutzt werden.
Ferner kommen die weiter oben im Zusammenhang mit den Einflüssen der Fruchtfolge auf die Boden-
erosion und Bodenschadverdichtung benannten Anhaltspunkte zur Ableitung von Kriterien zur Gestal-
tung von Ackerschlägen in Frage.
Die Gefahr der Bodenschadverdichtung steigt mit zunehmender Empfindlichkeit der Böden gegenüber
mechanischen Belastungen. Bei homogenen Bodenverhältnissen hinsichtlich der Verdichtungsemp-

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
22
findlichkeit innerhalb eines Schlages bieten sich der Landwirtschaft jedoch ausreichend Möglichkei-
ten, die Bewirtschaftung standortangepasst durchzuführen. Lediglich bei starken „Bodenkontrasten“
innerhalb eines Schlages sind Schadverdichtungen in Teilflächen schwer vermeidbar, so dass in die-
sem Fall ein Anhaltspunkt für Schlaggestaltungsmaßnahmen vorliegen.
3.1.3 Düngung
Wasserhaushalt
Die Düngung kann den Oberflächenabfluss sowohl fördern als auch mindern. So können organische
Dünger die Infiltrationskapazität steigern, indem sie durch ihren Anteil an organischer Substanz einer-
seits den Humusgehalt des Bodens erhöhen und andererseits das Bodenleben anregen. Beide Effekte
bewirken eine höhere Gefügestabilität, so dass die Verschlämmungsneigung der Böden sinkt. Ferner
fördert ein reges Bodenleben die Kontinuität der Makroporen. Organische Dünger oder Sekundärroh-
stoffe wirken auch als Mulchdecke, die in ihrer Wirkung mit Mulchsaatverfahren vergleichbar sind,
weil die kinetische Energie der Niederschläge gemindert wird. Auch eine regelmäßige Kalkzufuhr
kann die Gefügestabilität verbessern.
Dagegen können natrium- und kaliumhaltige Dünger auf Grund ihrer instabilisierenden Wirkung auf
das Gefüge vor allem auf Schluff- und Tonböden verschlämmungsfördernd wirken.
Stoffhaushalt
Nährstoffausträge aus der landwirtschaftlichen Produktion lassen sich nicht auf Null reduzieren, den-
noch hat die Landwirtschaft großen Einfluss auf das Ausmaß der Nährstoffeinträge in die Gewässer.
Dabei sind stoffspezifische Unterschiede bei Stickstoff und Phosphor zu beachten.
Eine wesentliche Ursache der Nährstoffausträge ist die geringe Nährstoffeffizienz der landwirtschaft-
lichen Produktion. Die Nährstoffeffizienz setzt die in landwirtschaftlichen Erzeugnissen enthaltenen
Nährstoffmengen in Beziehung zu den zur Produktion dieser Erzeugnisse eingesetzten Nährstoffmen-
gen. Für die gesamte Landwirtschaft kann zu Anfang der neunziger Jahre von einer N-Effizienz von
rund 30 % und einer P-Effizienz von rund 50 % ausgegangen werden (Isermann 1994), das heißt, wäh-
rend des Produktionsprozesses werden ca. 70 % bzw. 50 % der eingesetzten N- bzw. P-Mengen nicht
in den Produkten festgelegt. Auch bei der Betrachtung der Nährstoffeffizienz ist zu beachten, dass eine
hundertprozentige Ausnutzung des Nährstoffeinsatzes nicht erreichbar ist. Nach realistischen Überle-
gungen erscheinen jedoch Effizienzwerte von ca. 70 - 80 % bei Stickstoff und ca. 80 - 90 % bei Phos-
phor möglich
.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
23
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Flächenbilanz BRD ges.
Sektorbilanz BRD ges.
Flächenbilanz BRD-ABL
Sektorbilanz BRD-ABL
0
10
20
30
40
Flächenbilanz BRD ges.
Sektorbilanz BRD ges.
Flächenbilanz BRD-ABL
Sektorbilanz BRD-ABL
Abb. 3.8:
Stickstoff- und Phosphorbilanzüberschuß [kg/(ha LF.a)] 1970 - 1994, differenziert nach Flä-
chen - bzw. Sektorbilanz (Bach et al. 1997);
BRD ges = NBL und ABL ab 1990; BRD-ABL = ABL von 1970 bis 1994
Da der P-Abtrag auch durch die Höhe des P-Gehaltes des Bodens beeinflusst wird, stellt eine ange-
passte P-Düngung und somit die Vermeidung von hoch und sehr hoch versorgten Standorten ebenfalls
eine einfache Möglichkeit zur Reduzierung der Gewässerbelastung dar (Auerswald 1993b, Behrendt et
al. 1996, Römer 1997). Bei extrem hoch mit Phosphor belasteten Flächen wird ein deutlicher Austrag

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
24
von Phosphor mit dem Sickerwasser beobachtet (Breeuwsma& Schoumans 1987, zit. in Behrendt et
al. 1996, Behrendt & Boekhold 1993).
Des Weiteren konnten Auerswald (1993b) und Auerswald et al. (1996) zeigen, dass auch eine ange-
passte Kaliumdüngung, dass heißt eine im Vergleich zur aktuellen Praxis abgesenkte Kaliumdüngung
zu einer deutlichen geringeren Bodenerosion beitragen könnte; jede Steigerung des austauschbaren
Kaliumgehaltes um 1 % bewirkt eine Zunahme des K-Faktors der Allgemeinen Bodenabtragsglei-
chung um 0,021 (t•h)/(N•ha).
Durch die Berücksichtigung der Regeln der guten fachlichen Praxis lassen sich jedoch die vorgenann-
ten möglichen negativen Auswirkungen der Düngung weitestgehend reduzieren. Lediglich die schlag-
internen Bodenunterschiede, die unterschiedliche Stoffaustragsgefährdungen bedingen können, bedür-
fen einer besonderen Aufmerksamkeit. Beispielsweise können deutlich voneinander abweichende Bo-
deneigenschaften im Hinblick auf die Nitratauswaschung dazu führen, dass bei einheitlicher Düngung
des Gesamtschlages auf den Teilflächen, deren Nitratrückhaltevermögen vergleichsweise gering ist
(u.a. Böden mit geringer Wasserspeicherkapazität im Wurzelraum; z.B. flachgründige Böden oder so-
genannte „trockene Kuppen“), deutlich erhöhte Nitratausträge zu beobachten sind. Insofern sind zu
starke Bodenkontraste innerhalb eines Schlages aus landschaftsökologischer Sicht kritisch einzustufen,
wenngleich moderne Formen der teilflächenspezifischen Düngung eine gewisse Abhilfe bieten.
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Nicht allein die Menge der ausgebrachten Dünger, sondern vor allem die Nährstoffbilanzen für einzel-
ne Ackerschläge entscheiden über Stoffflüsse in Agrarökosystemen und beeinflussen in eingeschränk-
tem Maße auch den Wasserhaushalt. Als Steuerungsgröße für die landschaftsökologischen Auswir-
kungen der Düngung können insofern „Nährstoff-Flächenbilanzen“ herangezogen werden, wie sie bei-
spielsweise im Rahmen des sächsischen UL-Programms erstellt werden; sie steht aber in keinem un-
mittelbaren Zusammenhang mit der Schlaggestaltung und werden insofern im Folgenden nicht weiter
betrachtet.
Neben der Düngungsintensität interessieren aus landschaftsökologischer Sicht auch die standörtlichen
Bodenheterogenitäten; zu starke „Bodenkontraste“ hinsichtlich der Nitrataustragsgefährdung geben
Anhaltspunkte für erhöhte Nitratausträge, welche andere Schutzgüter beeinträchtigen können.
3.1.4 Pflanzenschutz
Wasserhaushalt
Direkte Auswirkungen des chemischen Pflanzenschutzes auf das Abflussgeschehen sind nicht zu be-
fürchten und auch indirekte Wirkungen sind vernachlässigbar.
Mechanische Pflanzenschutzmaßnahmen wie etwa Striegeln und besonders das Hacken in Reihenkul-
turen können sich auf die Abflussbereitschaft auswirken. Werden durch Pflegemaßnahmen Verkrus-
tungen aufgebrochen, so kann die Infiltrationsrate gesteigert werden. Der mechanische Eingriff kann
jedoch auch die Stabilität des Aggregatverbandes mindern. Insofern können mechanische Pflanzen-
schutzmaßnahmen auf zuvor konsolidierten und noch unverschlämmten Ackerböden zur schnelleren
Verschlämmung beitragen und folglich höhere Oberflächenabflüsse hervorrufen, insbesondere wenn
unmittelbar nach der Bearbeitung Starkregenereignisse folgen.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
25
Stoffhaushalt
Neben den Anwendungsmengen bestimmt auch der Anwendungszeitraum den potenziellen Austrag
der Pflanzenschutzmittel (PSM). Kritisch zu beurteilen sind Vorauflauf- oder frühe Nachauflaufbe-
handlungen, da der Boden in diesem Zeitraum nicht bzw. nur unzureichend durch eine Pflanzendecke
vor erosiven Niederschlägen geschützt ist. Des Weiteren sind Herbstanwendungen meist mit einem
deutlich stärkeren Wirkstoffaustrag verbunden als entsprechende Frühjahrsanwendungen. Dies ist ei-
nerseits auf stark reduzierte Abbauraten im Herbst und Winter aufgrund der geringeren Bodentempe-
raturen und andererseits auf die erhöhten Sickerwasserraten im Winterhalbjahr zurückzuführen
(Denkler & Brümmer 1992, Brümmer et al. 1994).
Werden die PSM nach dem Ausbringen eingearbeitet, so ist meist davon auszugehen, dass die PSM-
Austragsgefährdung reduziert wird. So ist nach Brümmer et al. (1994) in Fällen mit Freundlich-
Koeffizienten
6
kleiner 1 davon auszugehen, dass die PSM-Wirkstoffe verstärkt adsorbiert werden und
folglich die Bodenlösungskonzentrationen abnehmen. Des Weiteren bewirkt ein Einarbeiten von PSM,
dass bei nachfolgenden erosiven Niederschlägen weniger Wirksubstanz an der Bodenoberfläche expo-
niert ist und insofern geringere Wirkstoffkonzentrationen im Oberflächenabfluss bzw. Makroporen-
fluss auftreten.
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Die Ausführungen verdeutlichen, dass die Anwendungsmengen nur unbefriedigend die abiotischen
Auswirkungen von Pflanzenschutzmittelanwendungen indizieren können. Wesentliche Steuerungs-
größen sind stattdessen die physiko-chemischen Eigenschaften der angewendeten Wirkstoffe (v.a. Ad-
sorptionsverhalten, Wasserlöslichkeit, Persistenz), der Ausbringungszeitpunkt sowie die Anwen-
dungsmethode (Einarbeitung). Diese bestimmenden Steuerungsgrößen stehen jedoch in keinem direk-
tem Zusammenhang mit der Flurgestaltung und werden folglich nicht zur Ableitung von Kriterien der
Ackerschlaggestaltung herangezogen.
3.1.5 Grünland
Wasserhaushalt
Oberflächenabfluss und Erosion sind im Allgemeinen auf Grünlandflächen weitaus geringer als auf
Ackerland, denn der Boden ist ganzjährig von Pflanzen bedeckt und insofern vor Verschlämmen ge-
schützt. Grundsätzlich eignen sich Grünlandflächen- bzw. streifen daher als Strukturelement in Acker-
gebieten, insbesondere bei Schnittnutzung.
Oberflächenabfluss kann dennoch auftreten, wenn in Hanglagen Narbenschäden und Bodenverdich-
tungen auftreten. Dann können Starkniederschläge die Infiltrationskapazität des Bodens überschreiten
und Oberflächenabfluss auslösen. Narbenschäden und Bodenverdichtungen entstehen z.B. auf Weiden
infolge zu hoher Trittbelastung (Sauer & Feldwisch 1997, Sauer 1998).
Prasuhn & Braun (1994) verdeutlichen anhand einer Literaturauswertung, dass auf Grünland Oberflä-
chenabfluss sogar im gleichen Umfang auftreten kann wie auf Ackerflächen, insbesondere wenn
Grünland stark geneigt ist und Schneeniederschlag - wie z.B. im alpinen Raum - einen bedeutenden
Anteil am Jahresniederschlag ausmacht.
6
Maß für die Adsorption von Stoffen

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
26
Stoffhaushalt
Laterale Stoffausträge aus Grünland mit dem Oberflächenabfluss können zum einen durch Narben-
schäden und Bodenschadverdichtungen auftreten. Zum anderen sind auch hohe Nährstoffausträge un-
ter Bedingungen des Sättigungsflächenabflusses zu beobachten, zumal wenn durch einen hohen Vieh-
besatz große Mengen Exkremente auf dem Grünland liegen. Insbesondere auf Tränke- und Zufütte-
rungsplätzen führen selbst geringe Besatzdichten zu Narbenschäden, Bodenschadverdichtungen und
Ansammlung großer Exkrementmengen, so dass sowohl höhere Oberflächenabflüsse als auch höhere
Stoffausträge zu beobachten sind. Ferner tragen hohe, nicht am Entzug des Aufwuchses orientierte
Nährstoffeinträge (Düngung, Exkremente bei Weidehaltung) deutlich zu erhöhten Nährstoffausträgen
bei. Beim Umbruch von Grünland werden durch die Mineralisierung der organischen Substanz erheb-
liche N-Mengen freigesetzt. Innerhalb von wenigen Jahren werden die Gesamtstickstoffvorräte um ca.
50 % reduziert, so dass hohe Auswaschungsverluste auftreten.
Um einen direkten Übertritt des Oberflächenabflusses von diesen Flächen in oberirdische Gewässer zu
vermeiden, sollten sie nicht in unmittelbarer Nähe von Gewässern angelegt werden. Ein ausreichender
Abstand zu Oberflächengewässern ermöglicht eine Versickerung des Oberflächenabflusses in unter-
liegenden unbeschädigten Grünlandbereichen (Sauer & Feldwisch 1997, Sauer 1998).
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Wesentlich für abiotische Auswirkungen von Grünlandflächen ist die „räumliche Lage“, insbesondere
im Bezug zu oberirdischen Gewässern als Puffer vor Stoffausträgen aus angrenzenden Ackerflächen,
und die Form der Nutzung. Vor allem auf Weiden können bei nicht angepasstem Viehbesatz Narben-
schäden und Bodenschadverdichtungen auftreten, die erhöhte Oberflächenabflüsse und Stoffabträge
zur Folge haben. Weiterhin determiniert die Nährstoffbilanz das Nährstoffaustragspotenzial. Grün-
landumbruch ist eine weitere wesentliche Quelle von erhöhten Stoffemissionen.
Vor diesem Hintergrund lassen sich abiotische Wirkungen der Grünlandbewirtschaftung mit Hilfe des
„Viehbesatzes“, der „flächenbezogenen Nährstoffbilanz“ sowie etwaiger Eingriffe in den Boden
(„Grünlandumbruch“) abschätzen. Abgesehen von der räumlichen Lage sind damit aber keine direkten
Anknüpfungspunkte für die Flurgestaltung gegeben, so dass auch die Nutzungsintensität des Grünlan-
des nicht zur Kriterienableitung genutzt wird.
3.1.6
Dränung und Entwässerung
Wasserhaushalt
Entwässerungsmaßnahmen, die in größerem Umfang im Rahmen von Flurbereinigungsverfahren oder
auch einzelbetrieblich vorgenommen werden, greifen nicht nur in den Bodenwasserhaushalt ein, son-
dern beeinflussen vielfach auch das Abflussgeschehen auf Einzugsgebietsebene. Dabei werden in der
Literatur zum Teil gegensätzliche Einflüsse von Entwässerungsmaßnahmen auf folgende Parameter
des Abflussgeschehens beschrieben (u.a. Bronstert et al. 1995):
Wasseraufnahmekapazität,
Oberflächenabfluss,
Zwischenabfluss in Form von Dränabfluss,
Gebietsabfluss,
Abflussscheitel und
Anlaufzeiten von Hochwasserwellen.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
27
Entwässerungsmaßnahmen bewirken zum einen höhere
Wasseraufnahmekapazitäten
; dieser Effekt
beruht auf den durchschnittlich geringeren Anfangswassergehalten sowie den tieferen Grund- bzw.
Stauwasserständen der gedränten Böden im Vergleich zu ungedränten Böden, so dass gedränte Flä-
chen eine höhere Wasserspeicherung aufweisen (Robinson et al. 1985, Evans et al. 1995, Zucker &
Brown 1998).
Darüber hinaus wird der
Oberflächenabfluss
beginn hinausgezögert und das Oberflächenabflussvo-
lumen reduziert (Prenk 1963, Eggelsmann 1981, Kuntze 1981, Baker & Johnson 1983, Mauksch 1987,
Bless et al. 1990). Jedoch wird die schnelle unterirdische Abflusskomponente (
Zwischenabfluss
bzw.
Dränabfluss) beschleunigt (Bechtle 1985, Gölz-Huwe 1989). Die Wirkungen der Entwässerung auf
den Oberflächen- und Zwischenabfluss sind also gegenläufig. Welcher Einfluss im Fließgewässer ü-
berwiegt, hängt von der Lage der entwässerten Fläche im Einzugsgebiet und von den Grund- bzw.
Stauwasserverhältnissen ab:
Entwässerungsmaßnahmen ehemals bis zur Oberfläche vernässter Böden, die auf Grund von Sätti-
gungsflächenabfluss schnell auf Niederschläge reagierten, werden zu einer deutlichen Reduzierung
des Oberflächenabflusses und auch des Gesamtabflusses durch die Bereitstellung von zusätzlicher
Wasserspeicherkapazität führen (Robinson et al. 1985). Auf Standorten mit ehemals tieferen Wasser-
ständen, die durch die vergleichsweise geringe Steigerung der Wasserspeicherkapazität auch nur mit
einer geringen Reduzierung des Oberflächenabflusses reagieren, dominiert eher die Zunahme und Be-
schleunigung der oberflächennahen, unterirdischen Abflusskomponente (Robinson et al. 1985).
Neben der Beeinflussung der Gebietsabflusshöhe können Dränungen auch eine drastische Anhebung
des
Abflussscheitels
von Hochwasserwellen hervorrufen.
Der Einfluss der Entwässerungsmaßnahmen auf den Abflussscheitel wird in der Literatur jedoch ge-
genläufig beschrieben (z. B. Robinson et al. 1985, Evans et al. 1995 im Gegensatz zu Arrowsmith
1983, Newson & Robinson 1983, Robinson & Beven 1983). Ursache dieser abweichenden Ergebnisse
können vielfältige Gebietsunterschiede sein, die jedoch nicht detailliert aus den Veröffentlichungen
hervorgehen. Zu denken ist beispielsweise an unterschiedliche Fließzeiten von gedränten Flächen bis
zum Gebietsauslass, die entweder zur Wellenüberlagerung mit Abflüssen von anderen beitragenden
Flächen oder im gegenteiligen Fall zur Wellendämpfung führen können, sowie unterschiedliche Aus-
maße der Grund- bzw. Stauwasserabsenkungen etc.
Robinson et al. (1985) untersuchten die
Anlaufzeiten von Hochwasserwellen
in Abhängigkeit vom
Dränflächenanteil. Der gedränte Flächenanteil verdoppelte sich im Untersuchungsgebiet innerhalb von
ca. 8 Jahren. Im gleichen Zeitraum verkürzten sich die Anlaufzeiten um rund 3 Stunden (Abb. 3.9).
Auch wenn bei dieser Art der Darstellung der Einfluss der Ereignisgröße nicht berücksichtigt wird,
verdeutlichen die Ergebnisse doch eindrucksvoll den grundsätzlichen Zusammenhang zwischen ge-
dräntem Flächenanteil und Abflussgeschehen.
Nach Untersuchungen von Wetjen (1982) und Ibrahim et al. (1999) steigt mit steigender Dränungsin-
tensität der Dränabfluss und auch die maximale Dränspende an. Je weiter die Dränrohrabstände waren
(d.h. abnehmende Dränungsintensität), um so geringer wurde der Dränabfluss und die maximale Drän-
spende.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
28
5
10
15
20
10
15
20
25
Dränflächenanteil (%)
Anlaufzeit (h)
Abb. 3.9:
Anlaufzeiten (h) der Hochwasserwellen in
Abhängigkeit vom Dränflächenanteil (%) im
Zeitraum 1971 - 1979 (Robinson et al. 1985).
In dieser Periode verdoppelte sich der gedränte
Flächenanteil.
Stoffhaushalt
Die Stofffrachten auf Einzugsgebietsebene werden durch Dränmaßnahmen zumeist erhöht. Dieser Zu-
sammenhang gilt insbesondere für die Auswaschungskomponenten, also für die Stoffgruppe, die vor
allem in gelöster Form transportiert wird (z.B. Nitrat). Evans et al. (1995) konnten anhand der Ergeb-
nisse von 15 Einzugsgebieten zeigen, dass sich das Dränsystem und die Regulierung des Dränabflus-
ses stark auf die Stofffrachten auswirkt. So lassen sich durch die Regulation des Dränabflusses die
Austräge deutlich senken; zum Teil liegen die Stofffrachten der gedränten Landwirtschaftsflächen auf
dem Niveau von ungedränten Wäldern.
Bei der Beurteilung des Dränsystems sind stoffspezifische Unterschiede zu beachten. So sind die N-
Austräge bei unterirdischer Dränung, die P-Austräge jedoch bei oberirdischer Dränung am höchsten.
Diese Ergebnisse lassen sich mit Hilfe des dominierenden Transportmechanismuses erklären; Stick-
stoff wird vorwiegend in gelöster Form als Nitrat mit dem Sickerwasserstrom verlagert, wohingegen
Phosphor überwiegend partikulär, das heißt gebunden an den Bodenabtrag lateral auf der Bodenober-
fläche verlagert wird.
Zahlreiche Autorengruppen verdeutlichten die Bedeutung des Pestizidtransportes in Dränungen (z.B.
Müller-Wegener et al. 1994, Traub-Eberhard et al. 1995). Der relative PSM-Austrag im Verhältnis zur
Aufwandsmenge, der über Dränwässer stattfindet, liegt in den meisten Untersuchungen unter 0,1 %
(z.B. Hurle et al. 1994, Frimmel & Hettrich 1993, Evans et al. 1995, Fischer 1996). Auch die Wirk-
stoffkonzentrationen sind in Dränwässern deutlich niedriger als in Oberflächenabflüssen (Leonard
1990, Bengtson et al. 1990, Southwick et al. 1990, Müller-Wegener et al. 1994). Insofern wird von
den meisten Autoren der Dränung eine untergeordnete Bedeutung hinsichtlich der Pestizidbelastung
oberirdischer Gewässer beigemessen, wenngleich es doch große regionale Unterschiede gibt, die v.a.
auf unterschiedliche Dränflächenanteile zurückzuführen sind.
Hohe Wirkstoffkonzentrationen und hohe relative Austräge bis 3 % der Aufwandsmenge werden dann
beobachtet, wenn Makroporenfluss insbesondere während intensiver Niederschläge unmittelbar nach

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
29
der Anwendung auftritt (Muir & Baker 1976, Leonard 1990, Bengtson et al. 1990, Southwick et al.
1990, Kladviko et al. 1991, Traub-Eberhard et al. 1995, Williams et al. 1996).
Entwässerungsmaßnahmen üben auch einen Einfluss auf die Erodierbarkeit der Böden durch Wind
aus; entwässerte Böden trocknen öberflächlich schneller ab und unterliegen dann verstärkt dem Abtrag
durch Wind. Dabei zeichnen sich Böden in Abhängigkeit von ihrer Körnung durch unterschiedliche
Erodierbarkeit aus; insbesondere feinsandreiche Sandböden und degradierte Moore unterliegen beson-
ders stark der Winderosion (Breburda 1983, Frielinghaus et al. 1997, 1998).
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Auch wenn z.T. noch wissenschaftlicher Forschungsbedarf vorhanden ist, lässt sich zusammenfassend
festhalten, dass die abiotischen Auswirkungen von Dränagen im Wesentlichen durch ihren Flächenan-
teil und ihre Dränintensität (in Abhängigkeit vom Dränsystem) bestimmt werden. Zur Indikation kann
der „Dränflächenanteil“ dienen.
3.1.7 Landschaftsstrukturelemente
3.1.7.1 Wege
Wasserhaushalt
Eine wesentliche Begleit- bzw. Infrastrukturmaßnahme der Schlaggestaltung ist der landwirtschaftli-
che Wegebau. Insbesondere im Rahmen von Flurneuordnungsverfahren kann die Wegeführung in
Verbindung mit Wegseitengräben und die Auswahl des Oberflächenbelages als gestalterische Maß-
nahme mit positiven Auswirkungen auf Wasser- und Stoffflüsse genutzt werden. Der Einfluss des
Wegebaus auf das Abflussgeschehen lässt sich in direkte und indirekte Komponenten unterteilen. Da-
zu gehören im Einzelnen:
Direkte Einflusskomponenten
Versiegelungsgrad und Oberflächenbeschaffenheit
Lage der versiegelten Flächen im Einzugsgebiet
Verlauf der Wege zum oberirdischen Gewässer
Entwässerung der Wege
Indirekte Einflusskomponenten
Flureinteilung und quasi Vorgabe der Bewirtschaftungsrichtung
Mit steigendem
Versiegelungsgrad
wird die Abflussbildung gefördert und die Abflussvolumina neh-
men zu (Plate 1976, Verworn & Harms 1984). Differenzierend wirkt die Wahl des Wegematerials; bi-
tuminöse Wegedecken zeichnen sich im Allgemeinen durch höhere Abflussbeiwerte aus als teilversie-
gelte Wege oder gar Grünwege, wenngleich die Infiltrationsleistung von Grünwegen durch die mit der
Fahrtätigkeit einhergehenden Verdichtungen und der Ausprägung von Fahrrinnen auch recht gering
sein kann. Ferner ist zu bedenken, dass Versiegelungen von vormals potenziell zur Wassersättigung
neigenden Flächen einen geringeren Einfluss auf die Abflussbildung ausüben als wenn der gleiche
Versiegelungsgrad auf wenig abflussbereiten Standorten realisiert wird (Verworn & Harms 1984).
Grundsätzlich rufen Versiegelungen eine schnellere Abflussreaktion aus. Maßgeblich für die Abfluss-
ganglinie am Pegel ist jedoch die
Lage der versiegelten Fläche
im Einzugsgebiet. Pegelferne Versie-
gelungen können zu einer Überlagerungen der Teilwellen aus versiegeltem und unversiegeltem Be-
reich und insofern zu gesteigerten Scheitelabflüssen beitragen, wohingegen versiegelte Flächen in Pe-

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
30
gelnähe über die Vorentwässerung ein Abflachen der Abflussganglinie bzw. eine doppelgipflige Ab-
flussganglinie hervorrufen können.
Der
Wegeverlauf
beeinflusst die Fließzeiten des Oberflächenabflusses bis zum nächsten oberirdischen
Gewässer. Im rechten Winkel zu den Höhenlinien bzw. zum Gewässer verlaufende Wege führen O-
berflächenabfluss schnell dem nächsten Oberflächengewässer zu (vgl. z.B. Briese & Erpenbeck 1986).
Beschleunigend wirken dabei hohes Gefälle, geringe Rauheit des Wegedeckmaterials und geringe Ge-
ländebreite (Pufferflächen) zwischen Weg und Gewässeroberkante.
Zur
Entwässerung der Wege
sollten die Gräben nach Möglichkeit nicht direkt in den Vorfluter mün-
den, um Abflussverschärfungen im Vorfluter zu vermeiden. Statt dessen sollten die Grabenwässer un-
ter Berücksichtigung der Standortgegebenheiten vorher zur Versickerung gebracht werden. Techni-
sche Lösungen dazu können den Richtlinien für den ländlichen Wegebau (RLW) 1999 entnommen
werden (DVWK 1999).
Indirekt wirken Wege auf das Abflussgeschehen über die
Flureinteilung
und über die quasi Vorgabe
der
Bewirtschaftungsrichtung
ein. Die Größe der Bewirtschaftungseinheiten, das Vorhandensein
bzw. Fehlen von Landschaftsstrukturelementen sowie die Bewirtschaftungsrichtung werden durch das
Wegenetz mit bestimmt. Vereinfacht kann man festhalten, dass mit zunehmender Größe der Bewirt-
schaftungseinheiten und mit abnehmenden Flächenanteilen von landschaftsstrukturierenden Elemen-
ten (Hecken, Raine, Säume, Feldgehölze etc.), insbesondere entlang der Wege, die Abflussvolumina
im unterliegenden Vorfluter erhöht werden, da (natürliche) Versickerungsbereiche entfallen und folg-
lich einmal entstandener Oberflächenabfluss ungemindert bis zum Vorfluter gelangt.
Die Bewirtschaftungsrichtung übt ihren Einfluss auf das Abflussgeschehen über die mögliche Retenti-
on von freiem Wasser in Depressionen des Mikroreliefs aus. Bei Konturbearbeitung (höhenlinienpa-
rallele Bearbeitung) ist der Wasserrückhalt im Mikrorelief der Bodenoberfläche, welches durch die na-
türliche Aggregierung der Böden aber auch durch Bearbeitungsspuren ausgeformt wird, größer als bei
der Bearbeitung in Gefällerichtung. Dieser Zusammenhang ist besonders bei geringen Hangneigungen
zu beobachten, verliert sich jedoch mit zunehmender Hangneigung und wird über 15 % kaum noch
wirksam.
Neben dem Retentionseffekt im Mikrorelief wirken die mit der Bewirtschaftungsrichtung verbundenen
Fahrspuren wie vorgegebene Abflussbahnen, die freies Wasser sammeln und schnell weiterleiten. In-
sofern kann auch die Abflusskonzentration durch die Bewirtschaftungsrichtung verstärkt werden,
wenn durch Bearbeitung in Gefällerichtung der Oberflächenabfluss schnell dem nächsten oberirdi-
schen Gewässer zugeleitet wird.
Stoffhaushalt
Mit dem Wasserabfluss auf Wegen können Nährstoffe und Pflanzenschutzmittel bis in Fließgewässer
verlagert werden. Zum Beispiel konnten Seel et al. (1996) in Straßen- und Feldwegpfützen erhöhte
PSM-Konzentrationen ermitteln, die auf Tropfverluste, Abtrift und Mitbehandlung zurückzuführen
sein dürften (Tab. 3.5).
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Die abiotischen Auswirkungen von landwirtschaftlichen Wegen werden durch das Deckschichtmateri-
al und die Wegeführung determiniert.
Als Indikator bietet sich der „Versiegelungsgrad“ an. Die Wegeführung entzieht sich einer einfachen
Indikation; stattdessen müssten geeignete Wasser- und Stoffmodelle angewendet werden, die jedoch
nicht Gegenstand dieser Studie sind.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
31
Tab. 3.5:
Konzentrationen von PSM (ohne Diuron) in Wasserproben unterschiedlicher Herkunft (Seel
et al. 1996)
PSM- Gehalt
Mittelwert
Maximalwert
Probenzahl
μg/l
μg/l
Straßenpfützen 7 32 118
Feldwegpfützen 6 57 114
Hofpfützen 7 106 301
3.1.7.2 Landschaftsstrukturelemente i.e.S. (Hecken, Raine, Feldgehölze etc.)
Wasserhaushalt
Die Ackerschlaggestaltung beeinflusst wesentlich die räumliche Lage und standortbezogene Wirkun-
gen bzw. Landschaftsfunktionen von Landschaftsstrukturelementen und umgekehrt. Hecken, Raine
oder Feldgehölze (u.U. auch Grünlandflächen ; s. o.) können das Abflussgeschehen durch im Ver-
gleich zu Ackerflächen höhere Infiltrationsraten beeinflussen. So kann Oberflächenabfluss von Acker-
flächen in diesen Strukturen versickern, so dass die Abflussbildung verringert wird (Hach & Höltl
1989). Entscheidend für das Ausmaß der Abflussdämpfung ist jedoch nicht nur die Infiltrationsrate,
die zudem durch das mit dem Oberflächenabfluss eingeschwemmte Sediment und die damit einherge-
henden Verstopfungen des Porensystems im Laufe eines Ereignisses stark abfallen kann, sondern auch
die Infiltrationskapazität bzw. das Wasserspeichervermögen dieser Landschaftsstrukturelemente. Lie-
gen diese Elemente auf flachgründigen Standorten mit geringem Speichervermögen wie dies in der
Realität häufig der Fall ist, dann ist ihr Einfluss auf das Abflussgeschehen geringer als auf tiefgründi-
gen Standorten. Dieser Aspekt ist bei der Modellierung der hydrologischen Wirkung von Landschafts-
strukturelementen zu berücksichtigen.
Die Breite der Landschaftsstrukturelemente ist ebenfalls entscheidend dafür, wieviel eintretender O-
berflächenabfluss in diesen Strukturen infiltriert. Sehr schmale Strukturen werden eher durchströmt als
sehr breite. Dieser Zusammenhang wurde in zahlreichen Untersuchungen – vor allem im Zusammen-
hang mit der ökologischen Leistung von Uferrandstreifen (siehe unten) – nachgewiesen (Fabis 1995,
Barfield et al. 1998, Schmelmer et al. 1998, Srivastava et al. 1998).
Stoffhaushalt
Die Filterwirkung der Landschaftsstrukturelemente hängt maßgeblich von der Reduktion des Oberflä-
chenabflusses ab, das heißt erst sehr breite Strukturen gewährleisten eine messbare Minderung der la-
teralen Stofffrachten.
Neben den bisher angesprochenen ausgleichenden Wirkungen von Landschaftsstrukturelemente auf
den Landschaftswasserhaushalt ist auch deren Einfluss auf die Winderosion zu beachten. Bodenerosi-
on durch Wind ist in den nördlich gelegenen Teilen Sachsens von Bedeutung. Im glazial geprägten
Tiefland mit sandreichen Böden (insbesondere feinsandreiche Böden) und entwässerten, degradierten
Moorböden tritt Winderosion verstärkt dann auf, wenn die Böden großflächig ackerbaulich genutzt
werden und die Landschaft windoffen ist, das heißt, wenn nur ein geringer Flächenanteil von Land-
schaftsstrukturelementen oder Wald eingenommen wird (vgl. Frielinghaus et al. 1997, 1998). Die ero-
sionsmindernde Wirkung von Landschaftsstrukturelemente und Wald beruht zum einen darauf, dass

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
32
das Windfeld in Bodennähe beruhigt, das heißt, die Windgeschwindigkeit und damit die Transport-
kraft und –kapazität des Windes herabgesetzt wird. Zum anderen sedimentiert in diesen Strukturen der
bodennahe Abtrag (sogenannter kriechende und springende Bodenpartikel), so dass die für Winderosi-
on charakteristische Kettenreaktion unterbrochen wird. Mit zunehmendem Abstand vom Windhinder-
nis nimmt die Wirkung ab, so dass die Winderosion wieder einsetzen kann; die erosionsmindernde
Wirkung hängt entscheidend von der Lage der Landschaftsstrukturelemente zur Hauptwindrichtung
(am effektivsten sind Strukturen im Rechten Winkel zur Hauptwindrichtung) sowie der Dichte bzw.
„Durchblasbarkeit“ und der Höhe der Landschaftsstrukturelemente ab (Breburda 1983).
Verstärkt wird die Winderosionsgefährdung, wenn ehemals vernässte Standorte durch Entwässe-
rungsmaßnahmen vom Einfluss des Grund- oder Stauwassers befreit werden, weil dann die Boden-
oberfläche schneller abtrocknet und leichter durch Wind erodiert wird (vgl. Kap. 3.1.6).
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Abiotische Wirkungen von Landschaftsstrukturelementen beruhen auf der Minderung des Oberflä-
chenabflusses bzw. auf der Beruhigung des Windfeldes und dem damit verbundenen Stoffrückhalt;
differenzierend wirken Größe und insbesondere Breite der Elemente. Geometrie, räumliche Lage und
Bodenverhältnisse der Strukturen entscheiden darüber, wie stark Wasser- und Stoffflüsse aus angren-
zenden Landwirtschaftsflächen reguliert und gespeichert werden können. Diese komplexen Zusam-
menhänge erschließen sich zumeist nur durch eine großmaßstäbige Modellierung; demnach können sie
nicht mit einfach zu erhebenden Parametern sicher abgeschätzt werden.
Hilfsweise können Parameter wie „Anzahl an Landschaftsstrukturelementen“ und „Flächenanteil der
Landschaftsstrukturelemente“ zur Abschätzung der abiotischen Wirkungen herangezogen werden,
wenngleich die oben genannten Einschränkungen zu beachten sind.
Im Hinblick auf die Bodenerosion durch Wasser sind Landschaftsstrukturelemente dahingehend zu
bewerten, wieviel Oberflächenabfluss von angrenzenden Flächen in ihnen versickern kann und wieviel
Sediment in diesen Strukturen zur Ablagerung gelangt. Dazu bietet sich grundsätzlich die Verwen-
dung von Wassererosionsmodellen wie E2D/E3D an (vgl. Ausführungen zur Fruchtfolge in Kap.
3.1.1). Hinsichtlich der Bodenerosion durch Wind interessieren insbesondere die „Lage zur Haupt-
windrichtung“ und der „Abstand zwischen Windschutzstrukturen“.
3.1.7.3 Uferrandstreifen
Wasser- und Stoffhaushalt
Die Flurgestaltung hat großen Einfluss auf die Größe, vor allem auf die Breite, und damit auf die Wir-
kungen bzw. Landschaftsfunktionen von Uferrandstreifen. Uferrandstreifen sind entweder mit Gehöl-
zen (mit und ohne Krautschicht) oder einem Kraut-Gras-Gemisch bestanden (Abb. 3.10). Breite und
Artenzusammensetzung der Uferrandstreifen weisen in der Praxis eine große Vielfalt auf. Auf Grund
von Besitzverhältnissen und Nutzungsansprüchen sind Uferrandstreifen jedoch häufig sehr schmal und
zeichnen sich durch nutzungsbeeinflusste Artenspektren aus (Bach et al. 1994).
Uferrandstreifen nachweisen (Dillaha et al. 1989, Knauer & Mander 1989 u. 1990, Barfield et al.
1992, Fabis 1995). Abflussreduktionen bis zu 100 % wurden ermittelt. Die Stofffrachten wurden bei
den zitierten Untersuchungen in der Regel unterproportional im Vergleich zum Abfluss reduziert, aber
dennoch deutlich.

image
AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
33
Abb. 3.10:
Schematischer Aufbau eines Uferrandstreifens (Leeds et al. 1999, verändert)
Verschiedene Untersuchungen konnten anhand von Parzellenversuchen hohe Infiltrationsraten in
Wie bereits weiter oben im Zusammenhang mit den Landschaftsstrukturelementen ausgeführt, ent-
scheidet jedoch das Wasserspeichervermögen der Uferrandstreifen über das Ausmaß der Abfluss-
dämpfung. Meist hohe Makroporenanteile in den Uferstreifen rufen eine schnelle unterirdische Wei-
terleitung des infiltrierten Wassers bis zum oberirdischen Gewässer hervor, so dass in diesen Fällen
von keiner maßgeblichen Reduzierung der Abflussfülle und von keiner langsameren Abflusskonzent-
ration ausgegangen werden kann. Des Weiteren tritt Oberflächenabfluss häufig konzentriert in die U-
ferrandstreifen ein, so dass diese dann ohne nennenswerte Versickerung durchströmt werden (Bach et
al. 1994, Leeds et al. 1999). Zu bedenken ist weiterhin, dass Uferrandstreifen auf potenziell zur Was-
sersättigung neigenden Standorten angetroffen werden und insofern von keiner nennenswerten Was-
serspeicherkapazität im Ereignis- und somit Bedarfsfall auszugehen ist. Vor dem Hintergrund der vor-
genannten Einschränkungen erscheint es fraglich, ob die auf Parzellen gewonnen Ergebnisse übertrag-
bar auf Einzugsgebietsebene sind.
Als Mindestbreite für Gewässerrandstreifen werden in der umweltpolitischen Diskussion unterschied-
liche Angaben gemacht (u.a. Fabis 1995, Feldwisch & Frede 1995). Aus landschaftsökologischen Ge-
sichtspunkten wird hier eine Mindestbreite von 10 m angenommen, damit sich positive abiotische
Wirkungen entfalten können. Je höher die Wahrscheinlichkeit für hohe und konvergierende Oberflä-
chenabflüsse auf angrenzenden landwirtschaftlichen Flächen ist, um so breiter müssen die Gewässer-
randstreifen ausgelegt werden.
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung:
Als Anhaltspunkte für positive abiotische Wirkungen der Gewässerrandstreifen kann das Verhältnis
aus „Länge der Fließgewässerstrecken mit beidseitigem, mindestens jeweils 10 m breitem Randstrei-
fen“ und „Fließgewässerlänge“ in einem Untersuchungsraum herangezogen werden. Bei Stillgewäs-
sern wird das Verhältnis entsprechend aus Uferlänge mit bzw. ohne Gewässerrandstreifen gebildet.
Ferner kann die Filterwirkung von Uferrandstreifen auch mit Erosionsmodellen abgeschätzt werden
(vgl. Ausführungen zur Fruchtfolge in Kap. 3.1.1).
mind. 5 - 30 m Breite
mind. 5 - 30 m Breite
Uferrandstreifen mit
Gehölzbestand
Uferrandstreifen mit
Kraut-Gras-
Gemisch
Bach
oder
Fluss
Ackerflächen

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
34
3.2
Auswirkungen auf Biota
Das Ziel der Bewirtschaftung von großen Ackerschlägen ist in der betriebswirtschaftlichen Optimie-
rung der Flächenbearbeitung unter Ausnützung der agrartechnischen Möglichkeiten zu sehen. Dies
verlangt aber auch eine Vereinheitlichung der Parzellengrößen, eine Begradigung der Feldränder und
parallele Ackergrenzen. Solche umfassenden Maßnahmen führen zur Beseitigung typischer Struktur-
elemente der Agrarlandschaft und damit zu einer Vernichtung oder Einschränkung der natürlichen Le-
bensgrundlagen bzw. Lebensräume zahlreicher Pflanzen- und Tierarten.
Dabei ist zu berücksichtigen, dass der Verlust einer Pflanzenart Auswirkungen auf mehrere Tierarten
haben kann, da viele Tierarten an bestimmte Pflanzenarten gebunden sind bzw. diese als Nahrung oder
Unterschlupf benötigen. Nach einer Faustregel von Heydemann (1980) ist beim Ausfall einer Pflan-
zenart mit dem Verschwinden von 10 bis 12 Tierarten zu rechnen. Das bedeutet, dass die Einwirkun-
gen der Landwirtschaft auf die Fauna überproportional größer sein können.
In Agrarlandschaften besteht das vorrangige Ziel darin, Böden mit hohen Bodenwertzahlen ackerbau-
lich zu bewirtschaften. Andere Biotope werden dorthin zurückgedrängt, wo eine ackerbauliche Nut-
zung nicht wirtschaftlich ist oder wo sie diese zumindest nicht behindert. Diese Biotope, die sogenann-
ten Strukturelemente der Agrarlandschaft, finden sich demzufolge entweder auf mehr oder weniger
kleinen Restflächen, die aufgrund ihrer Form, Größe oder Standorteigenschaften nicht für die land-
wirtschaftliche Produktion geeignet sind, oder aber entlang linearer Strukturen wie Schlaggrenzen,
Wegen, Gräben oder Fließgewässern. Mit zunehmender Größe der Ackerschläge nehmen die Grenzli-
nien sowohl zwischen den bewirtschafteten Flächen als auch zwischen landwirtschaftlich genutzten
und ungenutzten Flächen ab (Reck et al. 1999). Ebenso geht ein großer Teil der Restflächen durch die
Zusammenlegung der Ackerschläge verloren.
In Sachsen bewirkte die Flurneuordnung eine Reduktion der Flurgehölze, Feldraine und -wege von
1950 – 1987 um 60-80 % (LfUG 2000). Auch aus anderen Regionen liegen entsprechende Ergebnisse
vor. Schaeffer u. Zettler (1984) untersuchten ein 8 km
2
großes landwirtschaftliches Gebiet im Unter-
allgäu. Dort wurden 43 km Raine beseitigt, 24 km Hecken gerodet, 8,5 ha Gebüsche abgeschlagen,
17,1 km Bäche verrohrt und 6 km Bäche begradigt. Die Maßnahmen begannen vor etwa 100 Jahren,
sind seit 1950 beschleunigt worden und die Rodungen haben seit 1970 weiter zugenommen. In einem
anderen Beispiel aus Oberfranken haben Reif et al. (1982) in verschiedenen Naturräumen Verminde-
rungen der Hecken zwischen 41 und 64 % festgestellt.
Ferner sind in intensiv genutzten Agrarlandschaften wenig Gras- und Krautfluren vorhanden. Im
Raum Zülpich (Nordeifel) beispielsweise betrug der Flächenanteil von Stufenrainen 1895 2,45 %, bis
zum Jahr 1980 ging der Anteil durch Einbeziehung der Raine in die Ackerflächen auf 0,21 % zurück
(Borchert 1981).
Auch wurden vielfach Bäche und Kleingewässer verrohrt oder zerstört und gingen als Strukturelemen-
te in der Agrarlandschaft verloren. Innerhalb von nur 10 Jahren gingen beispielsweise 50 % der Klein-
gewässer in verschiedenen Gebieten Westfalens verloren (Feldmann 1976). Noch bestehende Klein-
gewässer besitzen häufig keinen dauerhaften Saum der eine Pufferzone bilden könnte, da bis dicht an
die Gewässerkante heran gepflügt wird.
Des Weiteren sind in großparzellierten Agrarlandschaften weniger Wirtschaftswege notwendig als in
einer Landschaft mit kleinen Flächenstrukturen, um die Schläge zu erreichen. Landschaftsökologisch
sind Wirtschaftswege differenziert zu betrachten. Ein Netz von wenig oder leicht befestigten grünen
Wirtschaftswegen würde die Lebensraum-Vielfalt und das Ressourcen-Angebot in den Agrarökosys-
temen erhöhen und raumdynamische Prozesse fördern. Feldwege mit ihren Pfützen und leicht er-

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
35
wärmbarem Sand sowie breiten Säumen stellen Teillebensräume oder Ausbreitungskorridore für eini-
ge Vögel, Tagfalter, Kleinsäuger und Reptilien dar. Ein mit Schwarzdecken versehenes Wegenetz
wirken eher als Barriere (Mader et al. 1988, Kretschmer et al. 1995).
Neben dem Verlust von Biotopen in der Agrarlandschaft kommt es durch weitere Verkleinerung und
Zersplitterung von Biotopflächen zur Verinselung (Mader 1980 u. 1990). Die landschaftsökologischen
Auswirkungen der Verinselung lassen sich in Flächen-, Barriere- und Randzoneneffekten differenzie-
ren. (Zu den wesentlichen Grundzügen der hierfür zu Grunde gelegten populations- und landschafts-
ökologischen Modelle s. Kap. 2.2.)
Flächeneffekte
Die Flächeneffekte der Verinselung bestehen im Verlust der Biotope und in deren Verkleinerung. Dar-
aus folgt, dass die Distanzen zwischen den verbleibenden Restflächen größer werden und aufgrund der
weiter unten beschriebenen Intensivierungsmaßnahmen die Lebensfeindlichkeit des Umfeldes der Bio-
tope zunimmt.
Intensiv genutzte Agrarlandschaften mit großen Ackerschlägen weisen ein Defizit an Flurgehölzen
wie Streuobstbeständen, Einzelbäumen, Baumgruppen, Baumreihen, Hecken, Gehölzstreifen, Gehölz-
gruppen und Feldgehölzen auf. Das gilt sowohl für lineare (km/km
2
) als auch für flächenförmige Ge-
hölze (Anzahl/km
2
). Für Brandenburg geben Kretschmer et al. (1995) eine relative Flurgehölzlänge
von 0,98 km/km
2
an. Für den Biotop- und Artenschutz fordern Knauer (1993) und Röser (1988) je-
doch Flurgehölzlängen von 5-7 km/km
2
bzw. eine Netzdichte von 150-250 m x 500-800 m.
Sowohl flächenförmige als auch lineare Strukturtypen übernehmen wichtige ökologische Funktionen
als Puffer für Schad- und Nährstoffeinträge aus den bewirtschafteten Flächen in angrenzende Biotope.
Außerdem stellen sie bei ausreichender Breite Habitatelemente für Offenlandarten dar. Insbesondere
kleinflächige Biotope in Agrarökosystemen bedürfen des Schutzes solcher Pufferzonen, da sie sonst
(wenn auch unbeabsichtigt) von den Veränderungen des Landschaftshaushaltes in ihrer unmittelbaren
Umgebung mit betroffen sind.
Isolations- und Barriereeffekte
Neben den Flächeneffekten wirken die Isolations- und Barriereeffekte der umgebenden Nutzflächen.
Denn zum einen kommt es durch zahlreiche Bewirtschaftungsmaßnahmen zur Nivellierung der ökolo-
gischen Standortbedingungen, wodurch die meisten landwirtschaftlichen Nutzflächen als Lebensraum
für andere Arten als die Kulturpflanzen ungeeignet sind (Heydemann 1983, Kaule 1985). Für viele
Tierarten wird der Barriereeffekt durch die strukturelle, mikroklimatische und chemische Beschaffen-
heit der Bodenoberfläche und der Vegetation hervorgerufen (vgl. Heydemann 1986).
Zum anderen kommen Mobilitätshindernisse durch lineare Infrastrukturen wie Straßen, Feldwege,
Bahntrassen und Kanäle hinzu. Die Barrierewirkung z.B. eines befestigten Wirtschaftsweges ist für
die Fauna von erheblicher Bedeutung. Von vielen Kleintieren werden Wege wegen des fremdartigen
Substrates, der andersartigen Temperatur-, Feuchtigkeits- und Lichtverhältnisse gemieden (Mader
1986, 1990). Insbesondere für das Gros der tagaktiven Laufkäfer der Säume und Ackerflächen, die ge-
ringe Temperatur- und/oder höhere Feuchtigkeitsansprüche haben, sind die Verhältnisse im Bereich
der vegetationsfreien Wegoberflächen am Tage offensichtlich zu extrem (Biologische Arbeitsgemein-
schaft Mittelhessen 1986).

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
36
Randzoneneffekte
Biotopstrukturen in landwirtschaftlich intensiv genutzten Gebieten weisen scharfe Grenzen zum um-
gebenden Agrarökosystem auf, weil durch die Intensivierung der Flächenutzung die natürlichen, struk-
turreichen Rand- und Übergangszonen zerstört werden (Wolf-Straub 1984, Röser 1988, Jedicke 1994).
Diesen Ökosystemübergängen oder auch Ökotonen kommt eine zentrale Bedeutung für den Natur-
schutz zu (Kaule 1991, Blab 1993), da diese Ökosystemübergänge natürliche, standortbedingt unter-
schiedliche Lebensräume verbinden und unterschiedliche Standfaktoren auf kleinstem Raum aufein-
ander treffen (vgl. Heydemann 1986).
Von den Ökotonen gehen hauptsächlich die Wechselwirkungen zu den angrenzenden Nutzflächen aus,
so dass hohe Randzonenanteile durchaus positiv zu bewerten sind (vgl. Franz 1978, Zwölfer 1980,
Mader u. Müller 1984, Reck et al. 1999). Da die Randzonen häufig zu schmal sind, werden auch die
Kernzonen beeinträchtigt (vgl. Heydemann 1986, Mader 1990).
Folgende Beispiele sollen dies verdeutlichen:
Abtrift von Pflanzenschutzmitteln
Eintrag von Düngemitteln
ungenügendes Raumangebot zur Entwicklung von Saumbiozönosen
Änderung des Feuchtegrades infolge von Meliorationen und falscher Pflegemaßnahmen der Saum-
biotope
Betont werden muss die positive synökologische Wirkung (d.h. Wechselwirkung) der Biotope in Ag-
rarökosystemen. Mit den Strukturelementen gehen viele auf diese Elemente angewiesene Arten verlo-
ren. Wirbeltiere kommen z.B. in reich strukturierten Nutzflächen wesentlich häufiger vor (88-102 Ar-
ten) als in reinen Intensivkulturen (7-18 Arten) (ILN 1990). Mittlerweile konnte neben der Tatsache,
dass viele Schädlingsfeinde auf Hecken als Lebensraum angewiesen sind, sei es auch nur kurzzeitig
(Basedow 1987), auch die ökonomische Bedeutung von Hecken nachgewiesen werden: Zuckerrüben-
felder, die in einer diversifizierten Gemarkung liegen, brauchen seltener mit Insektiziden behandelt zu
werden als Felder in einer ausgeräumten Landschaft (Basedow 1990).
Auswirkungen der intensiven Ackerbewirtschaftung auf Biotope und Arten
Neben den oben beschriebenen Auswirkungen der Schlaggröße und –geometrie auf die Strukturele-
mente der Agrarökosysteme sind die Auswirkungen der intensiven Bewirtschaftung von Ackerflächen
von Bedeutung, auch wenn sie nur mittelbar mit der Schlagstruktur zusammenhängen; bestimmte
Mindeststrukturen bzw. -größen erlauben erst eine intensive und spezialisierte Ackernutzung an be-
stimmten Standorten. Unter „intensiver“ Bewirtschaftung wird an dieser Stelle ein vergleichsweise
hoher Betriebsmittel- und Maschineneinsatz pro Flächeneinheit verstanden.
Kaule (1991) spricht von einem „Faktorenkomplex Intensivierung“, womit schon verdeutlicht wird,
dass viele Intensivierungsmaßnahmen parallel erfolgen und sowohl einzelne als auch kumulative
Auswirkungen auf Tiere und Pflanzen bestehen. Die Auswirkungen der intensiven Ackerbewirtschaf-
tung auf Tiere und Pflanzen haben die Veränderung der Zusammensetzung der Lebensgemeinschaften
und den Rückgang bzw. die Existenzgefährdung der auf den Ackerflächen und den Randflächen le-
benden Arten zu Folge.
Von allen flächenmäßig bedeutenden Ökosystemtypen Mitteleuropas ist der Artenrückgang im Acker-
land am gravierendsten (Kaule 1991). Der Artenverlust ist vielfach belegt worden (Jedicke 1994, Suc-

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
37
cow 1986); für höhere Pflanzen siehe Otte (1984) und May (1985); für Käfer Heydemann (1983); für
den Artenrückgang in Sachsen Steffens et al. (1998), ILN (1990), AG UOZ (1999).
Seit 1850 starben auf dem Gebiet der alten Bundesländer 20 Vogel-, 27 Schmetterlings-, 4 Fisch-, 17
Spinnen- und 96 Käferarten sowie 63 verschiedene Farn- und Blütenpflanzen aus (Witt & Rissler
1988). Die Liste der Verursacher wird von der Landwirtschaft angeführt (Korneck & Sukopp 1988). In
Sachsen steht das Aussterben von Großtrappe, Rotkopfwürger, Schwarzkopfwürger und Blauracke in-
nerhalb der letzten 40 Jahre in direktem Zusammenhang mit der landwirtschaftlichen Intensivierung.
Die Bestandsdichte des Rebhuhns ist seit 1890 auf 1 % gesunken (ILN 1990). Im agrarischen Offen-
land sind gemäß der Roten Liste Sachsen u.a. der Kiebitz und der Steinkautz bedroht (Steffens et al.
1998).
Beschreibung der einzelnen Intensivierungsmaßnahmen
Im Ackerbau erfolgt zunächst eine direkte und regelmäßige Bekämpfung wildlebender Pflanzen- und
Tierarten. Sie richtet sich gegen Arten, die die Ertragsbildung der Kulturpflanzen beeinträchtigen oder
behindern. Allein die Ackerbegleitflora zählt etwa 300 Arten, von denen 87 auf der Roten Liste ste-
hen. Neben der Reduzierung oder Beseitigung der Arten wird durch die Anwendung von Pflanzen-
schutzmitteln jedoch auch die Bildung resistenter Arten, sog. Problemunkräuter gefördert (Kaule
1991).
Der in den 70er und 80er Jahren erheblich (um das 3-4fache) gestiegene Düngemitteleinsatz ermög-
licht eine Verengung der Fruchtfolge. Eine moderne Fruchtfolge besteht nur noch aus wenigen Kultur-
arten, so dass Tiere und Pflanzen, die an bestimmte Feldfrüchte und deren Bewirtschaftung gebunden
sind, nicht mehr vorkommen können. So hat allein die Aufgabe des Flachsanbaus zum Verschwinden
von fünf daran gebundenen Begleitarten geführt. Der Anbau bestimmter, heute weit verbreiteter Kul-
turen, z.B. Mais, der als Jungpflanze vergleichsweise konkurrenzschwach ist und somit eine verstärkte
Bekämpfung von Konkurrenzpflanzen verlangt, lässt für Ackerwildkräuter kaum Platz. Aber bereits in
den fünfziger Jahren begann der Rückgang der Ackerwildkräuter durch Saatgutreinigung und sorgfäl-
tigere Bodenbearbeitung.
Nach der Ernte einer Feldfrucht erfolgt in der Intensivkultur häufig eine Stoppelbearbeitung des A-
ckers, so dass die dann ohne Konkurrenz der Kulturpflanzen wachsenden Ackerwildkräuter mecha-
nisch bekämpft werden, bevor sie sich fortpflanzen können.
Im intensiven Ackerbau erfolgt der Anbau von neuen Sorten, die bei sehr hohem Nährstoffangebot
und unter Ausschaltung von Konkurrenzpflanzen maximale Erträge bringen. Diese Sorten werden sehr
dicht ausgesät, so dass insbesondere niedrigere Wildkräuter v.a. durch Lichtmangel verdrängt werden.
Konkurrenzstarke und hochwachsende Unkräuter erfordern dagegen weiteren Herbizideinsatz.
Das insgesamt hohe Nährstoffniveau der Ackerschläge infolge des bis Anfang der 90er Jahre gestie-
genen Düngemitteleinsatzes hat auch direkte negative Folgen für die Ackerwildkräuter. Arten, die auf
nährstoffärmere Böden angewiesen sind, kommen auf den Ackerflächen nicht mehr vor.
Auch die Aufgabe wenig ertragreicher Ackerstandorte – wie z.B. flachgründige, trocken-warme Kalk-
böden – führt zum Verlust von spezifischen Ackerwildkraut-Gesellschaften. Entsprechendes gilt für
Dränungen nasser bzw. feuchter Standorte und andere Meliorationsmaßnahmen, die alle darauf abzie-
len, pflanzenbaulich optimale Standorte durch Nivellierung vorhandener Gradienten herzustellen
(Knauer 1993); die dadurch entstehenden einheitlich frischen und eutrophen Standorte bieten einer
Vielzahl von Arten keinen Lebensraum mehr.
Im Zuge der Hydromelioration wurden von 1960-1987 in der DDR 1,7 Mio. ha bewässert und 1,8
Mio. ha entwässert (LfUG 2000). Die Auswirkungen solcher Hydromeliorationen spiegeln sich bei-

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
38
spielsweise in den Ergebnissen von Succow (1986) wider; der Autor wies in einem mäßig entwässer-
ten Niedermoor, welches als Weide bzw. Wiese genutzt wurde, vor 1960 noch 160 verschiedene höhe-
re Pflanzen nach; nach 1980 wurden in dem mittlerweile stark entwässerten, intensiv genutzten Gras-
land nur noch 50 Arten gefunden.
Da die Ackerwildkräuter und die von ihnen abhängige Fauna an den Acker als Biotop gebunden sind,
ist aus der Sicht des Naturschutzes auch der Schutz von bestimmten Formen ackerbaulicher Bewirt-
schaftung zu fordern. Der für natürliche und naturnahe Biotope (Strukturelemente) entwickelte Bio-
topschutz ist für sie wirkungslos.
Problematisch sind auch die von Pflanzenschutzmitteln ausgehenden Wirkungen auf Tiere, die durch
Unterbrechung oder Zerstörung biozönotischer Zusammenhänge verursacht werden. Der Einsatz von
Pestiziden in Äckern trifft zahlreiche Pflanzen und Tiere, die für die agrarische Erzeugung bedeu-
tungslos erscheinen, aber wichtige Funktionen für die Aufrechterhaltung und Verknüpfung der Öko-
systeme in der Landwirtschaft haben. Z. B. suchen viele in kleinen Biotopen ansässige Tiere ihre Nah-
rung auch im angrenzenden Kulturland. Durch Düngung und Pflanzenschutz wird diese Nahrungs-
grundlage entweder qualitativ verändert, beeinträchtigt oder gar beseitigt. Dadurch werden Nahrungs-
ketten unterbrochen und Gleichgewichte gestört. Eine zu starke Verminderung bestimmter Pflanzen
und Tiere, die als „Unkräuter“ bzw. „Schädlinge“ bekämpft werden, gefährdet die Existenz der von
ihnen lebenden Tierarten. Dies fördert wiederum die Unkräuter bzw. Schädlinge und fordert neue Pes-
tizideinsätze (SRU 1985, Diercks 1986, Knauer 1993).
In diesem Zusammenhang ist auch die Problematik der Abtrift von Pflanzenschutzmitteln in angren-
zende naturnahe Biotope zu nennen, die insbesondere wenig mobile, besonders empfindliche oder Ar-
ten mit einem räumlich beschränktem Verbreitungsgebiet beeinträchtigen oder zerstören. Auch die
Eutrophierung der Grenzbiotope und der damit verbundenen Artenverschiebung ist eine Folge der in-
tensiven Agrarwirtschaft.
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien zur Ackerschlaggetaltung:
Eine Verringerung der Isolations-, Barriere- und Randzoneneffekte kann durch den räumlichen Ver-
bund von flächen- und linienhaften Korridore und / oder punktförmigen Strukturen bzw. sogenannten
Trittsteinen erreicht werden. Die wesentlichen Kriterien eines solchen Ansatzes beziehen sich zum ei-
nen auf den „Biotop- bzw. Artenbestand“ und zum anderen auf die Dimensionierung und Vernetzung
von Lebensräumen, z.B. „Mindestflächengröße der Biotope“, „optimale Flächengröße für die jeweils
zu berücksichtigenden Biotope“, „maximaler Abstand zwischen gleichartigen Biotopflächen“, „erfor-
derliche Vernetzung zwischen benachbarten Beständen unterschiedlicher Biotope“; wobei sich die drei
zuletzt genannten nach der Auswahl von bestimmten „Zielarten“ eines Naturraums richten.
3.4
Schlussfolgerungen für die weitere Bearbeitung des Vorhabens
Die wesentlichen Anhaltspunkte für die Ableitung von Kriterien zur Ackerschlaggestaltung werden in
Tabelle 3.6 zusammengefasst. In Kapitel 5 erfolgt auf dieser Grundlage die Auswahl der Kriterien an-
hand fachlicher, planungsmethodischer und umsetzungsorientierter Gründe.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
39
Tab. 3.6
Mögliche Ansatzpunkte für die Ableitung von Kriterien der Ackerschlaggestaltung
Handlungsfeld
Ansatzpunkt für Kriterien
Schutzziel / Anmerkung
Abiota
Fruchtfolge
Bodenbedeckungsgrad
Bodenbedeckungsdauer
Anteil kritischer Früchte
a) mit vergleichsweise langen
Zeiten mit keiner bzw. geringer
Bodenbedeckung
b) mit vergleichsweise hohen
mechanischen Lasteinträgen bei
tendenziell hohen Bodenfeuchten
C-Faktor der ABAG
Erosionswiderstand, Bodenbede-
ckungsgrad und Rauheit nach
E2D/E3D
Schutz vor Bodenerosion
Schutz vor Bodenerosion
a) Schutz vor Bodenerosion
b) Schutz vor Schadverdichtung
Schutz vor Bodenerosion
Schutz vor Bodenerosion
Bodenbearbeitung
Bodenbedeckungsgrad
Flächenanteil konservierend be-
arbeiteter Äcker
Flächenanteil im Mulchsaat-
verfahren bestellter Äcker
C-Faktor der ABAG
Erosionswiderstand, Bodenbede-
ckungsgrad und Rauheit nach
E2D/E3D
Anteil kritischer Früchte mit ver-
gleichsweise hohen mechani-
schen Lasteinträgen bei tenden-
ziell hohen Bodenfeuchten
Bodenkontraste
Schutz vor Bodenerosion
Schutz vor Bodenerosion
Schutz vor Bodenerosion
Schutz vor Bodenerosion
Schutz vor Bodenerosion
Schutz vor Schadverdichtung
Vermeiden von Schadverdich-
tungen auf Teilflächen eines
Schlages auf Grund von zu gro-
ßen Bodenheterogenitäten inner-
halb eines Schlages
Düngung
(Nährstoff-Flächenbilanzen)
Bodenkontraste
(kein direkter Bezug zur Schlag-
gestaltung, deshalb nicht weiter
berücksichtigt)
Vermeiden erhöhter Stoffausträ-
ge auf Grund von zu großen Bo-
denheterogenitäten innerhalb ei-
nes Schlages
Pflanzenschutz
(–)
(kein direkter Bezug zur Schlag-
gestaltung, deshalb nicht weiter
berücksichtigt)
Grünland
„Räumliche Lage zu oberirdi-
schen Gewässern“
Schutz oberirdischer Gewässer
durch Puffer- bzw. Filterwirkung
für Stoffausträge aus angrenzen-
den Ackerflächen

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
40
Handlungsfeld
Ansatzpunkt für Kriterien
Schutzziel / Anmerkung
Dränung und Entwässerung
Dränflächenanteil
Dränintensität
Bei winderosionsgefährdeten
Standorten (glazial geprägtes
Tiefland im Norden Sachsens):
Schutz vor Winderosion
Hinsichtlich Wasser- und Stoff-
ströme: kein direkter Bezug zur
Schlaggestaltung, deshalb nicht
weiter berücksichtigt
Wege
Räumliche Lage, Erosionswider-
stand, Bodenbedeckungsgrad,
Rauheit und Topographie nach
E2D/E3D
Direkter Einfluss auf die Flurein-
teilung durch den Wegeverlauf
Passiver Erosionsschutz durch
schadloses Abführen von Ober-
flächenabfluss
Landschaftsstrukturelemente
Wassererosion:
Räumliche Lage, Erosionswider-
stand, Bodenbedeckungsgrad,
Rauheit und Topographie nach
E2D/E3D
Winderosion:
Lage zur Hauptwindrichtung und
Abstand zwischen Windschutz-
strukturen
Direkter Einfluss auf die Flurein-
teilung durch Verlauf bzw. Lage
der Landschaftsstrukturelemente
Passiver Erosionsschutz durch
Versickern von Oberflächenab-
fluss bzw. Beruhigen des Wind-
feldes und Sedimentieren von
Bodenaustrag aus angrenzenden
landwirtschaftlichen Flächen
Uferrandstreifen
Räumliche Lage, Erosionswider-
stand, Bodenbedeckungsgrad,
Rauheit und Topographie nach
E2D/E3D
Passiver Erosionsschutz durch
Versickern von Oberflächenab-
fluss und Sedimentieren von Bo-
denaustrag aus angrenzenden
landwirtschaftlichen Flächen
Biota
Biotopausstattung
Biotopbestand
Mindestflächengröße der Biotope
optimale Flächengröße der zu
berücksichtigenden Biotope
maximaler Abstand zwischen
gleichartigen Biotopflächen
erforderliche Vernetzung zwi-
schen unterschiedlichen Biotopen
Ansprüche der Zielarten
Erhalt bzw. Regeneration der
standorttypischen Biotopvielfalt
in ausreichender Qualität
Verringerung der Isolations-,
Barriere- und Randzoneneffekte
Vernetzung von Biotopen, um
den Austausch zwischen Teilpo-
pulationen zu gewährleisten
Artenausstattung
Artenverbreitung / -bestand
Ansprüche der Zielarten
Erhalt bzw. Regeneration der
standorttypischen Artenvielfalt in
ausreichender Qualität
Ableiten von Zielarten zur leich-
teren Operationalisierung von
Artenschutzzielen

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
41
4
KONZEPTION ZUR ABLEITUNG VON LANDSCHAFTSÖKOLOGISCHEN KRITERIEN
FÜR DIE
ACKERSCHLAGGESTALTUNG
4.1
Zielkategorien und Definitionen
Landschaftsökologische Kriterien der Ackerschlaggestaltung müssen im vorliegenden Zusammenhang
zwei Funktionen erfüllen:
Die Kriterien haben eine Zielfunktion und dienen der Beschreibung des angestrebten Umweltzu-
standes; dafür werden im Vorhaben verschiedene
Ziel
begriffe verwendet.
Die Kriterien haben eine Kontrollfunktion und dienen der Bewertung des Umweltzustandes im
Rahmen der Bestandsaufnahme und der Überprüfung des Umweltzustandes bei der Zielkontrolle;
dafür wird im Vorhaben der Begriff des
„Indikators im w. S.“
eingesetzt.
Für die Zwecke dieses Vorhabens wird im Wesentlichen der Definition der verschiedenen Zielbegriffe
und der Zielhierarchie von Fürst et al. (1992) und der naturschutzfachlichen Präzisierung von Kiem-
stedt (1991) gefolgt. Unterschieden wird nach den Kategorien Leitbild, Leitlinien, Umweltqualitätszie-
le, Umweltqualitätsstandards und Umwelthandlungsziele. Diese von Fürst et al. (1989) definierte hie-
rarchische Struktur von Umwelttzielvorstellungen wird in ihren Grundzügen mittlerweile allgemein
anerkannt.
Leitbild und Leitlinien
Im planerischen und naturschutzfachlichen Sprachgebrauch gibt es keine einheitliche Definition des
Begriffes Leitbild (von Haaren 1999, Wiegleb 1997). Auf alle Fälle handelt es sich um übergeordnete,
sehr allgemein formulierte, nicht flächenscharfe, bildhafte Zielvorstellungen, die auf der jeweiligen
Maßstabsebene einer Zielhierarchie das höchste Abstraktionsniveau abbilden. Dabei kann der Detail-
lierungsgrad der Ziele sehr unterschiedlich sein. Die Zielvorstellungen auf der Leitbildebene werden
auch als „Leitbilder im engeren Sinne“, „Leitziele“ u.a.m. bezeichnet.
Unter Leitlinien sind ziel- und zugleich handlungsorientierte Grundprinzipien zu verstehen, die die zur
Erreichung des Leitbildes notwendige grobe Denk- und Handlungsrichtung vorgeben (SRU 1998,
Tz. 9). Zum Teil werden sie auch als Grundsätze, Grundregeln, Handlungsprinzipien oder Handlungs-
grundsätze bezeichnet. Leitlinien werden zum Teil auch als räumlich konkretisierte Zielvorgaben des
Naturschutzes verwendet (Wiegleb 1997).
(Zu den unterschiedlichen Begriffen und den verschiedenen Verwendungszwecken s. ausführlich von
Haaren 1999).
Beispiel: Wiederherstellung der Kulturlandschaft um 1850.
In diesem Vorhaben werden je nach Raumbezug und Abstimmungsgrad unterschiedliche Leitbild- und
Leitlinien-Begriffe verwendet. Zum besseren Verständnis werden sie stets mit dem jeweils zutreffen-
den Attribut versehen („regionale Leitbilder“, „naturschutzfachliche“ und „bodenschutzfachliche“
Leitbilder“, Kombination von beidem usw.).
Für die Untersuchungsräume wurden regionale Leitbilder bisher nur ansatzweise im Regionalplan
Westsachsen formuliert. Deshalb spielen sie in diesem Vorhaben für die Ableitung von regionalen
UQZen und UQSs bisher kaum eine Rolle. Künftig sollten sie aber aufgestellt und entsprechend der
hier empfohlenen Zielhierarchie verstärkt als Grundlage für die Untersetzung durch konkrete UQZe
herangezogen werden.
Eine umfassende Ableitung von regionalen naturschutzfachlichen Leitbildern und deren Abstimmung
mit anderen gesellschaftlichen Interessen ist nicht Aufgabe dieses Vorhabens.
TEIL B: KONZEPTION

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
42
Umweltqualitätsziele (UQZe)
UQZe werden aus allgemeinen Vorgaben wie zum Beispiel Leitbildern und Leitlinien abgeleitet und
geben bestimmte, sachlich, räumlich und ggf. zeitlich definierte Qualitäten von Schutzgütern (Res-
sourcen, Potenzialen, Funktionen) wieder. UQZe geben eine Umweltqualität an, die im Sinne der Vor-
sorge angestrebt wird. Wiegleb (1997) definiert UQZe darüber hinaus als wissenschaftlich abgesicher-
te Zielvorgaben, über die ein Mindestkonsens vorhanden ist.
Für ihre Herleitung wird ein methodisches Gerüst verlangt (z.B. Fürst et al. 1992, SRU 1998). Für den
Arten- und Biotopschutz ist einschränkend festzuhalten, dass solche konkreten Zielformulierungen
bislang kaum vorliegen.
Beispiele: x % Anteil Landschaftsstrukturelemente an der Gesamtfläche des Raumes y, maximaler Bo-
denabtragswert in Höhe von x t/(ha
a).
Umweltqualitätsstandards (UQSs)
UQS sind konkrete Bewertungsmaßstäbe zur Bestimmung der Schutzwürdigkeit, Belastung und ange-
strebten Qualität von Schutzgütern. UQS dienen der Operationalisierung von UQZen oder unbestimm-
ten Rechtsbegriffen, indem sie für einen bestimmtem Parameter oder Indikator die angestrebte Aus-
prägung, das Messverfahren und die dafür erforderlichen Rahmenbedingungen festlegen. Sie können
kardinal (z. B. Grenzwert für den Bodenabtrag), ordinal (z. B. Gefährdung nach Roten Listen) oder
nominal (z. B. geschützte Biotope nach § 20c BNatSchG) skaliert sein.
UQZe und UQSs verbinden wissenschaftliche Information mit gesellschaftlicher Werthaltung. Diese
Bewertungsmaßstäbe stellen daher immer politische Normierungen dar, die mehr oder weniger gut mit
wissenschaftlichen Erkenntnissen begründet werden können. Ihre Aufstellung sollte durch einen ge-
sellschaftlichen Prozess in einem definierten Verfahren erfolgen, jedoch ohne Abwägung mit Nicht-
Umweltbelangen (vgl. z.B. SRU 1998, Tz. 244 - 248).
In Kap. 4.3 wird ein methodisches Gerüst zur Ableitung von regionalen UQZen und UQSs beschrie-
ben. Dabei bezieht sich die regionale Konkretisierung auf die jeweiligen Naturräume der Untersu-
chungsräume nach SMU (1997), zum Teil beziehen sich die Zielformulierungen auch auf die räumli-
che Ebene von Ackerschlägen. Die UQZe und UQSs dieses Vorhabens leiten sich aus übergeordneten
rechtlichen und planerischen Zielvorgaben ab und werden durch wissenschaftliche Erkenntnisse und
Begründungen ergänzt. Diese Zielgrößen werden im Weiteren als „regionale UQZe / UQSs“ bezeich-
net.
Umwelthandlungsziele (UHZe) und Maßnahmen
Umwelthandlungsziele geben die notwendigen Schritte und Verhaltensweisen an, um die in UQZen
beschriebenen Zustände oder Eigenschaften der Umwelt zu erreichen. Sie können auch, falls UQZe
nicht zu definieren sind und / oder nicht festgesetzt worden sind, unabhängig hiervon aufgestellt wer-
den (SRU, 1998, Tz. 65-67).
Im Unterschied zu UQZen müssen sie darüber hinaus auch zeitlich präzisiert werden; das heißt, hand-
lungsorientierte Ziele sollten Angaben über den Zeithorizont für die angestrebte Umsetzung der Ziele
und die Entwicklung der Umwelt enthalten.
Beispiele: Erhöhung des Anteils an Landschaftsstrukturelementen im Raum x bis zum Jahr y um z % durch die
Anlage von Hecken und Feldgehölzen in räumlich definierbaren Bereichen, ab dem Jahr y im Raum z keine Ü-
berschreitung des maximalen Bodenabtragswertes in Höhe von x t/(ha
a).

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
43
Unter Maßnahmen werden Handlungsanweisungen zur Erreichung eines bestimmten Ziels verstanden.
Sie richten sich an die Umsetzungsebene, insbesondere an die kommunale oder betriebliche Ebene.
Aus der Differenz zwischen regionalen UQZen / UQSs (Soll-Zustand) und dem aktuellen Umweltzu-
stand (Ist-Zustand) werden in diesem Vorhaben die für den jeweiligen Naturraum, ggf. Ackerschlag,
bestimmte „Umwelthandlungsziele“ oder „Entwicklungsziele“ zur Umsetzung der UQZe abgleitet.
Diese haben den gleichen sachlichen und räumlichen Konkretisierungsgrad wie UQZe/UQSs. Um
Maßnahmen(vorschläge) im hier verwendeten Sinne handelt es sich, wenn die UHZe als direkte Hand-
lungsanweisungen für die Umsetzungsebene formuliert werden.
Indikatoren
Im Rahmen der Bestandsaufnahme bzw. Überprüfung des Umweltzustandes sind geeignete „Messkri-
terien“, „Parameter“ oder „Indikatoren“ zur Abbildung des Umweltzustandes erforderlich, um festzu-
stellen, inwieweit ein UQZ erreicht worden ist. Im Zusammenhang mit der fachwissenschaftlichen
Diskussion über Umweltqualitätsziele dienen Indikatoren der Abbildung von nicht direkt messbaren
und oftmals komplexen ökologischen Sachverhalten. Solche Sachverhalte sind in diesem Vorhaben
eher der Regelfall (z.B. im Bereich des Arten- und Biotopschutzes oder beim Bodenschutz). Um eine
zu große Begriffsvielfalt zu vermeiden, wird der Begriff des Indikators hier in einem erweiterten Ver-
ständnis verwendet; er umfasst sämtliche Kriterien, die der Zielkontrolle dienen. Indikatoren haben ei-
ne Doppelfunktion: Sie werden für die Überprüfung und die ggf. erforderliche Überarbeitung der Ziele
eingesetzt.
Regionale Leitbilder
Regionale
Umweltqualitätsziele
und Umweltqualitätsstandards
Indikatoren
Regionale Umwelthandlungsziele /
Maßnahmen
Indikatoren
Landschaftsökologische Kriterien
Abb. 4.1:
Zielkategorien und deren Verknüpfung im Vorhaben

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
44
Die verschiedenen Zielkategorien und deren Verknüpfung in diesem Vorhaben werden in folgender
Abbildung 4.1 zusammengefasst:
4.2
Anforderungen an die Zielfindung
Spätestens seit Einführung des Nachhaltigkeitsbegriffs in die Agenda 21 und in das Bau- und Raum-
ordnungsgesetz mit der Novellierung von 1998 wird deutlich, dass Natur- und Umweltschutz sich an
transparenten Zielsetzungen und rationalen Zielsetzungsverfahren orientieren muss, um in der Triade
von wirtschaftlichen, sozialen und Umweltschutzbelangen durchsetzungsfähig zu sein. Zwar darf nicht
verkannt werden, dass konkurrierende Ziele (z.B. Wirtschaftswachstum, Beschäftigungssicherung
u.a.) sehr viel weniger mit der Forderung nach rationaler Ableitung ihrer „Leitziele“ konfrontiert sind.
Aber diese Mängel ändern nichts daran, dass der Umweltschutzbelang nach wie vor als „schwacher“
Belang behandelt wird und sich daher besonderen Anforderungen stellen muss.
Um die Akzeptanz von naturschutzfachlichen Planungen zu fördern, wurde von mehreren Autoren das
Modell einer Leitbild- und Zielableitung entwickelt, in dem nicht nur die rechtlichen und gesamtplane-
rischen Vorgaben Berücksichtigung finden, sondern auch die sozioökonomischen Belange der Flä-
chennutzer (z.B. Fincke et al. 1993, von Haaren 1993, Wiegleb 1996 (zit. in 1997); für die umweltpo-
litische Ebene vgl. SRU, 1994 Tz. 140 und 1998,Tz. 234ff.). Einige der Modelle verfolgen einen ex-
plizit diskursiven oder kooperativen und umsetzungsorientierten Ansatz, um über eine erhöhte Akzep-
tanz schließlich die Umsetzung von Naturschutzplanungen zu verbessern (z.B. von Haaren 1988, 1991
und 1993, von Haaren und Horlitz 1998, Heidt et al. 1994, Werner et al. 1997, Wiegleb 1997). Zur Be-
rücksichtigung der Akzeptanzfrage in der Landschaftsplanung wurden bzw. werden auch in For-
schungsvorhaben des BfN und BMU Bedingungen der Kommunikation zwischen den Konfliktpart-
nern untersucht; allerdings vorrangig auf der Maßnahmenebene und weniger auf der Zielsetzungsebe-
ne (Kaule et al. 1994, Oppermann et al. 1997; „GRANO“, laufendes Vorhaben des BMBF).
Ein im oben zitierten Sinne modellhaftes diskursives oder kooperatives Entscheidungsverfahren zur
Definition von Umwelthandlungszielen auf der Maßnahmenebene kann im Rahmen dieses Vorhabens
nicht geleistet werden, weil die hierzu erforderlichen Kommunikations- und Verfahrensmodelle zwi-
schen dem Naturschutz und den betroffenen Landnutzern erst im Ansatz existieren und die Anwen-
dung auf Sachsen sowie deren praktischen Erprobung noch ausstehen.
Gleichwohl wird versucht, die dargestellten Aufgaben und Anforderungen an die Ableitung von regi-
onalen Leitbildern und Zielen zumindest annäherungsweise zu berücksichtigen:
In der ersten Stufe werden aus naturschutz- und bodenschutzfachlicher Sicht Umwelthandlungszie-
le für die Ackerschlaggestaltung erarbeitet und empfohlen. Die fachliche Ableitung dieser Ziele er-
folgt auf der Grundlage von regionalen UQZen/UQSs.
In einer zweiten Stufe werden die ausgewählten landwirtschaftlichen Betriebe in die Diskussion der
Umwelthandlungsziele einbezogen. Dadurch soll Transparenz bei der Ableitung von Zielen und
Maßnahmenvorschlägen für die Flurgestaltung geschaffen, die Akzeptanz erhöht und damit
schließlich die Umsetzbarkeit der Ziele verbessert werden. Im Zieldiskurs sind agrarpolitische
Entwicklungen, volkswirtschaftlichen Rahmenbedingungen und betriebswirtschaftliche Zielvorstel-
lungen zu berücksichtigen und auf ihre Relevanz für strukturelle Veränderungen der Landschaft zu
prüfen.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
45
Quellen für Bewertungsmaßstäbe
Für die Ableitung von regionalen UQZen / UQSs sind eine Reihe von Quellen zu berücksichtigen, die
relevante Umweltziele bzw. Bewertungsmaßstäbe enthalten können. Nachfolgend werden die wich-
tigsten Quellen in der Reihenfolge ihrer Verbindlichkeit genannt und durch Beispiele aus dem Vorha-
ben ergänzt:
gesetzliche Festlegungen (u. a. §§ 1 und 2 BNatschG, SächsNatSchG; § 1a BauGB, ROG,
SächsLPlG, Bodenschutzgesetz, DüMG, PflSchG, WHG, SächsWG, FlurbG und EU-rechtliche
Gesetzesvorgaben (u.a. EU-Vogelschutzrichtlinie, FFH-Richtlinie) sowie
völkerrechtliche Vereinbarungen (z. B. Agenda 21, Konvention über die biologische Vielfalt),
untergesetzliche, jedoch allgemein rechtsverbindliche Vorschriften wie Verordnungen und kom-
munale Satzungen (z. B. Bodenschutzverordnung, Schutzgebietsverordnungen; Bebauungspläne),
Vorgaben der Gesamtplanung mit Bindungswirkung gegenüber Behörden (Landesentwicklungs-
programm, Regionalpläne, Flächennutzungspläne),
Regierungsbeschlüsse (Umweltpolitisches Schwerpunktprogramm der Bundesregierung),
Verwaltungsvorschriften zur Konkretisierung von Gesetzesinhalten,
Fachpläne auf der Grundlage eines gesetzlichen Planungsauftrags (AVP, Landschaftspläne),
sonstige ministerielle Erlasse,
explizit aufgestellte und fachlich abgestimmte Zielvorstellungen und Planungen der Fachbehörden
ohne gesetzlichen Planungsauftrag (Umweltqualitätsziele: LfUG 1999; Biotopverbundplanungen),
Fachgutachten oder fachliche Veröffentlichungen zu Einzelfällen (Fachgutachten zur Saidenbach-
talsperre, ÖS 1999),
fachliche Veröffentlichungen, die in Fachinstitutionen abgestimmt worden sind (z. B. IUCN et al.
1991, LANA 1992, SRU div. Jg.) sowie
sonstige fachliche Veröffentlichungen.
In diesem Vorhaben werden bei der Ableitung von naturraumbezogenen UQZen / UQSs verbindliche
rechtliche und planerische Vorgaben als Mindestvorgaben berücksichtigt.
Darüber hinaus werden in fachlichen Veröffentlichungen und informellen Planungen diskutierte bzw.
empfohlene Zielgrößen verfolgt und ggf. einbezogen.
4.3 Arbeitsschritte der Zielfindung
Im Folgenden wird die Schrittfolge zur Ableitung von Umwelthandlungszielen für die Ackerschlag-
gestaltung beschrieben (s. auch nachstehendes Ablaufschema in Abbildung 4.2). Die empfohlene Vor-
gehensweise beruht auf der Grundlage der Definitionen und Anforderungen an die Qualität und Ablei-
tung von naturschutzfachlichen Leitbildern und Zielen in Kap. 4.1 und 4.2. Dabei werden die UQZe
und die damit verknüpften Handlungsziele für die Ackerschlaggestaltung sowohl deduktiv, also von
„oben nach unten“ aus vorhandenen Zielvorgaben, als auch induktiv, „von unten nach oben“ aus wis-
senschaftlichen Erkenntnissen, regionalen Gegebenheiten und allgemeinen Handlungszielen hergelei-
tet.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
46
Arbeitsschritte der Zielfindung
Bestandsanalyse
Inventarisieren rechtlicher, planerischer und
fachlicher Vorgaben
Ableiten von regionalen UQZ
und Indikatoren
Soll-Ist-Vergleich
Ableiten von regionalen Umwelthandlungszielen
Arbeitsschritt 1
Arbeitsschritt 4
Arbeitsschritt 2
Arbeitsschritt 3
Arbeitsschritt 5
Abb. 4.2:
Ablaufschema zur Herleitung von regionalen Umwelthandlungszielen/ Maßnahmenvor-
schlägen

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
47
In den nachfolgenden Kapiteln 4.3.1 bis 4.3.5 werden die
Idealvorstellungen
bzw.
Handlungsemp-
fehlungen
zur Herleitung der Ziele dargelegt. Bei der
praktischen Durchführung
wurde generell
dem theoretischen Konzept gefolgt. Allerdings waren in den Beispielregionen zum Teil Anpassungen
an die realen Gegebenheiten, insbesondere an die vorhandenen Planungsgrundlagen, notwendig, auf
die an entsprechender Stelle bei den einzelnen Arbeitsschritten explizit hingewiesen wird.
4.3.1 Bestandsanalyse (Schritt 1)
Im ersten Schritt der Zielableitung ist eine Abgrenzung der Bezugsräume erforderlich, für die die regi-
onalen UQZe / UQSs entworfen werden sollen. Die Abgrenzung von geeigneten Landschaftsaus-
schnitten wird anhand der Naturraumeinheiten der naturräumlichen Gliederung von Sachsen (SMU
1997) vorgenommen. Im konkreten Anwendungsfall sind unter Umständen weitere räumliche Unter-
gliederungen bis hin zur Ebene von Ackerschlägen erforderlich.
Zunächst ist in den so abgegrenzten Landschaftssausschnitten aktuelles Daten- und Kartenmaterial
sowie regionsbezogene Literatur auszuwerten, um die naturräumlichen Primärdaten zu erfassen und
um anhand derer eine Analyse der abiotischen und biotischen Ausstattung des Naturraums vorzuneh-
men.
Eine weitere wichtige Grundlage der naturräumlichen Bestandsaufnahme ist die Erfassung der Land-
nutzungsstrukturen. Zur Beschreibung der aktuellen Landnutzung sind neben dem aktuellen Datenma-
terial auch die Ergebnisse von Betriebsbefragungen hinzuziehen.
Des Weiteren ist eine historische Analyse der Nutzungsstrukturen und der Landschaftsstrukturelemen-
te in ausgewählten Teilräumen durchzuführen, um Anhaltspunkte über die Quantität und die räumliche
Lage bzw. Verteilung von naturnahen Elementen in früherer Zeit zu gewinnen.
Im nächsten Schritt sind in ausgewählten Teilräumen bestehende oder sich abzeichnende Beeinträchti-
gungen und Gefährdungen zu ermitteln, die von der derzeitigen Agrarstruktur ausgehen (Beeinträchti-
gungs- und Gefährdungspotentiale). Dieser Arbeitsschritt ist notwendig, um festzustellen,
welche Problemfelder in dem konkreten Raum tatsächlich relevant sind,
um Anhaltspunkte dafür zu gewinnen, welche Zielfestlegungen erforderlich sind und
wie eine ggf. erforderliche Priorisierung von bestimmten Zielstellungen vorgenommen werden
kann.
Hinweise zur Durchführung in diesem Vorhaben:
Zur Strukturierung und Darstellung der in Betracht zu ziehenden Problemfelder dienen die in Kap. 3
systematisch dargestellten Auswirkungen der Agrarstruktur auf die biotischen und abiotischen Schutz-
güter und die aus den Wirkungszusammenhängen abgeleiteten Vorschläge für geeignete Zielkriterien.
Die Ableitung der landschaftsökologischen Kriterien wird in Kap. 5 ausgeführt.
4.3.2
Inventarisieren rechtlicher und planerischer Vorgaben sowie wissenschaftlicher Er-
kenntnisse (Schritt 2)
Für die Ableitung von regionalen UQZen / UQSs aus naturschutzfachlicher und bodenschutzfachlicher
Sicht sind im zweiten Schritt bereits vorhandene regionsübergreifende Zielbestimmungen aus zwei
Bereichen zu sichten und auszuwerten:
Der erste Bereich umfasst die relevanten Gesetzes- und Verwaltungsvorschriften sowie Gesamtpla-
nungen. Sie geben allgemeine, z.T. verbindliche Zielvorstellungen der Gesellschaft wieder und sind,

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
48
sofern sie verbindlich sind, als Mindestvorgaben der Zielentwicklung zu berücksichtigen und regions-
bezogen zu konkretisieren.
Der zweite Bereich beinhaltet allgemeine naturschutzfachliche Zielvorstellungen in Planungen und
Fachgutachten sowie in wissenschaftlichen Veröffentlichungen. Sie dienen der Ermittlung eines aus
naturwissenschaftlicher Sicht geeigneten Zielkorridors, der im Weiteren den spezifischen naturräumli-
chen Verhältnissen anzupassen ist.
Welche Quellen im Allgemeinen heranzuziehen sind, wird in Kap. 4.2 skizziert.
Hinweise zur Durchführung in diesem Vorhaben:
Welche Quellen konkret im Rahmen dieser Studie verwendet wurden, ist Kap. 8 und 9 zu entnehmen.
In manchen Problemfeldern gibt es keine übergeordneten Ziele oder die vorhandenen Ziele sind nicht
hinreichend konkret. In solchen Fällen sind die Zielstellungen anhand der aktuellen wissenschaftlichen
Erkenntnisse zu ergänzen bzw. zu präzisieren. Dies erfolgt im Zuge der Herleitung von regionalen
UQZen /UQSs (s. Kap. 4.3.3 bzw. Schritt 3).
4.3.3
Ableiten von regionalen Umweltqualitätszielen und geeigneten Indikatoren (Schritt 3)
In Schritt 3 sind auf der Grundlage der naturraumbezogenen Bestandsanalyse, der rechtlichen und pla-
nerischen Vorgaben sowie der wissenschaftlichen Ergänzungen regionale UQZe und, wo möglich,
UQSs in einem weitgehend deduktiven Vorgehen zu formulieren.
Nach der in Kap. 4.1 zugrunde gelegten Zielhierarchie sind die regionalen UQZe / UQSs im Ideal aus
abgestimmten regionalen Leitbildern des betreffenden Naturraums abzuleiten. Die naturschutzfachli-
che Entwicklung und Formulierung von landschaftsbezogenen Leitbildern ist nach dem Stand der
fachlichen Diskussion Aufgabe der Landschaftsplanung auf den verschiedenen Ebenen (vgl. z.B.
Plachter und Reich 1994, LANA 1995, Hahn-Herse 1996, SMUL 1999).
In Sachsen gibt es solche abgestimmten, naturraumbezogenen Leitbilder der neueren Prägung auf der
Ebene der Regionalplanung erst in Ansätzen und auch nur für bestimmte Teilräume (z.B. RP West-
sachsen; s. Kap. 8.2). Kommunale Landschaftspläne liegen bislang in keinem der ausgewählten Unter-
suchungsräume vor.
Hinweise zur Durchführung in diesem Vorhaben:
Um unter den derzeit gegebenen Rahmenbedingungen zu einer sachgerechten Herleitung von regiona-
len, landschaftsbezogenen UQZen für die Ackerschlaggestaltung zu gelangen, wurden auf der Grund-
lage von rechtlichen und planerischen Vorgaben sowie wissenschaftlichen Erkenntnissen zunächst na-
turschutzfachlich begründete Zielvorstellungen ohne konkreten Raum- und Zeitbezug, z. T. als Ziel-
korridore, formuliert und mit den Fachabteilungen des LfUG erörtert. Nach allgemeiner Einschätzung
der Ist-Situation, der Gefährdungspotentiale und unter Hinzuziehung der historischen Landschafts-
strukturanalyse (Kap. 7) wurden diese naturräumlich präzisiert und als naturschutz- und bodenschutz-
fachliche regionale UQZe/ UQSs formuliert (Kap.5).

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
49
4.3.4
Soll-Ist-Vergleiche (Schritt 4)
Mit Hilfe der regionalen UQZe und UQSs sind im vierten Schritt Soll-Ist-Vergleiche durchzuführen,
um anhand der Ergebnisse den aktuellen Umweltzustand in den Untersuchungsräumen zu bewerten.
Dabei ist schutzgutbezogen vorzugehen.
Im Zuge der praktischen Anwendung der zuvor theoretisch entwickelten Bewertungsmaßstäbe sind
möglicherweise Anpassungen bzw. Präzisierungen in der Formulierung notwendig. Auch aus der kon-
kreten Anwendung der Indikatoren können sich weitere Rückkopplungen mit den regionalen UQZen /
UQSs ergeben und ggf. Anpassungen erforderlich sein.
4.3.5
Ableiten von regionalen Umwelthandlungszielen (Schritt 5)
Anhand der Bewertung des aktuellen Umweltzustands sind in der ersten Stufe von Schritt 5 natur-
schutzfachliche und bodenschutzfachliche Vorschläge für Umwelthandlungsziele / Maßnahmen einer
künftigen Gestaltung der Ackerschläge zu erarbeiten
In der zweiten Stufe von Schritt 5 sind die naturschutzfachlichen / bodenschutzfachlichen Zielvor-
schläge den Zielen der Landnutzer gegenüber zu stellen. Landnutzungsziele sind zum einen in Festle-
gungen der landwirtschaftlichen Fachplanungen zu finden (z.B. AEP), zum anderen sind sie der Dis-
kussion mit den betroffenen Landnutzern zu entnehmen. Als Ergebnis der zweiten Stufe sind mit den
Landnutzern im Konsens abgestimmte Umwelthandlungsziele / Maßnahmen für den jeweiligen Unter-
suchungsraum anzustreben.
In beiden Stufen der Ableitung von Entwicklungszielen treten aller Voraussicht nach Zielkonflikte
auf, die unterschiedliche Modelle zur innerfachlichen Konfliktlösung (z.B. Erz 1983, Prilipp 1998),
aber auch zur Lösung von Zielkonflikten mit den Landnutzern erfordern.
Auf naturwissenschaftlicher Ebene kommen beispielsweise Verfahren der Priorisierung nach Gefähr-
dungs- / Beeinträchtigungsstufen und der Einsatz alternativer Naturschutzszenarien und -strategien in
Betracht (Heidt et al. 1994, Runden et al. 1997, Horlitz 1998), auf kommunikationswissenschaftlicher
Ebene stehen verschiedene Methoden der Konfliktlösung, des Interessenausgleichs und der Konsens-
bildung zur Verfügung (ausführlich in: Selle 1996). Solche Methoden wurden bzw. werden zum Bei-
spiel von Kaule et al. (1994), Oppermann et al. (1997) und im Rahmen von „GRANO“ (laufendes
Vorhaben des BMBF) praktisch erprobt.
Hinweise zur Durchführung in diesem Vorhaben:
Als grundlegende Strategie des Naturschutzes zum Ausgleich verschiedener Raumnutzungsinteressen,
aber auch innerfachlicher Interessenkonflikte wird in diesem Vorhaben der Strategie der „partiellen
Integration“ nach Plachter und Reich (1994) gefolgt. (Zur Charakterisierung der Strategie s. Kap.2.3.)
Nach Ansicht der Autoren/in ist die Strategie einer „partiellen Integration“ am ehesten geeignet, ein
raumspezifisches Konzept der Flurgestaltung mit den unterschiedlichen sektoralen Leitbildern bzw.
Anforderungen des Natur- und Bodenschutzes umzusetzen.
Die zu verfolgende Strategie kann im Grundsatz auf verschiedenen räumlichen Ebenen bzw. Maß-
stabsebenen umgesetzt werden, also zum Beispiel auf der regionalen Ebene wie auch auf der Ebene
von Ackerschlägen.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
50
5
ABLEITUNG LANDSCHAFTSÖKOLOGISCHER KRITERIEN UND
METHODENAUSWAHL
In Kapitel 3 wurden anhand fachwissenschaftlicher Erkenntnisse mögliche Ansatzpunkte zur Ablei-
tung landschaftsökologischer Kriterien herausgearbeitet, die bei der Gestaltung von Ackerschlägen he-
rangezogen werden können (vgl. Tab. 3.8). In den folgenden Unterkapiteln werden aus diesen mögli-
chen Anhaltspunkten diejenigen Kriterien ausgewählt, welche aus Sicht des Forschungsnehmers be-
sonders geeignet sind, vor dem Hintergrund der Datenlage in Sachsen und aus Gründen der Operatio-
nalisierbarkeit den Ziele des F+E-Vorhabens bestmöglich gerecht zu werden.
5.1
Arten- und Biotopschutz (Biota)
5.1.1
Kriterien zur qualitativen Entwicklung und Aufwertung von Lebensräumen in Agrar-
landschaften
Ausgangspunkt der Ableitung von Zielkriterien für den Arten- und Biotopschutz in der Agrarland-
schaft sind vor allem folgende Auswirkungskomplexe einer intensiven landwirtschaftlichen Flächen-
nutzung (ausführlich in Kap. 3.2):
Flächeneffekte,
Isolations- und Barriereeffekte sowie
Randzoneneffekte.
Zur Minderung dieser negativen landschaftsökologischen Auswirkungen empfehlen die Autoren/in die
Strategie der „partiellen Integration“ und den Einsatz eines oder ggf. mehrerer räumlicher Verbund-
modelle zur Vernetzung der naturnahen und extensiv genutzten Biotope (s. Kap. 2.3). Ausgehend von
den Auswirkungen einer intensiven landwirtschaftlichen Flächennutzung müssen bei der Umsetzung
der Strategie folgende allgemeine Leitlinien (Handlungsprinzipien) beachtet werden (vgl. Grabski-
Kieron 1995):
1. Schaffung und Sicherung von großflächigen Lebensräumen, welche die Minimumarealgrößen und
die Habitatstrukturansprüche der Zielarten erfüllen,
2. Sicherung oder Aufbau von Verbundsystemen in der Feldflur sowie
3. Verringerung der Nutzungsintensität auf bestimmten Ackerschlägen.
Fachliche Begründung:
Zu 1.: Durch die Schaffung von großflächigen Lebensräumen soll das typische Biotoptypenspektrum
des jeweiligen Landschaftsraumes möglichst vollständig abgebildet werden. Diese Flächen dienen als
Rückzugsräume für gefährdete Arten und Arten mit großen Minimalarealansprüchen; von hier aus
können Gebiete wiederbesiedelt werden. Qualität, Verteilung und Größe dieser Lebensraumtypen rich-
tet sich dabei nach den jeweiligen in dem Landschaftsraum festzulegenden Zielarten (s. Kap. 5.1.3).
Zu 2.: Zur Verknüpfung der einzelnen großflächigen Lebensräume und zur Anbindung kleinflächiger
Trittsteinbiotope ist ein flächendeckendes Verbundsystem notwendig. Das Verbundsystem ermöglicht
einen genetischen Austausch zwischen den großflächigen Lebensräumen und sichert damit erst die
Überlebensfähigkeit dieser Biotope. Durch eine wirksame Vernetzung kann zudem der Minimalan-
spruch bestimmter Zielarten verringert werden, was wiederum den Gesamtflächenbedarf für den Ar-
ten- und Biotopschutz reduziert. Ein wirksames Verbundsystem besteht zum einen vor allem aus li-
nienhaften Elementen wie Hecken, Rainen, Säumen und Fließgewässern, zum anderen aber auch aus
punktförmigen Trittsteinbiotopen, die ihrerseits wieder durch linienhafte Strukturelemente verbunden

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
51
sein können. Dabei ist es nicht notwendig, ein lückenloses System zu schaffen, vielmehr muss sich der
überbrückbare Abstand wiederum an den Leitarten des jeweiligen Landschaftsraumes orientieren.
Zu 3.: Hier rücken die zwischen den Biotopstrukturen zu überbrückenden Flächen ins Blickfeld, de-
ren Nutzungsintensität und insbesondere die Schlaggröße. Dabei gilt der Grundsatz, dass die Ma-
schenweite „proportional“ zur Nutzungsintensität der Agrarflächen ausgerichtet sein soll: Je intensiver
der Naturraum genutzt wird, desto geringer dürfen die Distanzen sein, die überbrückt werden müssen,
und desto größer müssen die Rückzugsräume und Pufferflächen ausgebildet sein.
Zu den aus Sicht des Arten- und Biotopschutzes anzustrebenden landschaftsökologisch begründete
Gestaltung von Ackerschlägen werden im Zuge der nachfolgenden Ableitung der Zielkriterien Hin-
weise gegeben. Diese aus wissenschaftlichen Veröffentlichungen zusammengestellten Richtwerte
(Tab. 5.1 – 5.3) enthalten jedoch zahlreiche variable Faktoren, wie das artspezifische Ausbreitungs-
und Orientierungsverhalten, und sollten daher wiederum an den Habitatstrukturansprüchen der Zielar-
ten (s. Kap. 5.1.3) orientiert werden.
Geeignete Kriterien:
Die wesentlichen Kriterien für Lebensräume und Biotopverbund sind:
1.
Mindestflächengrößen der Lebensräume für bestimmte Zielarten
Als zentraler Bestandteil in einem System aus gleichartigen und / oder sich gegenseitig ergänzen-
den Biotopen kommt zunächst der einzelnen Biotopfläche (oder Habitatinsel) selbst vorrangige
Bedeutung zu. Die einzelne Habitatinsel muss gewisse Mindestanforderungen erfüllen, um inner-
halb eines Mosaiks von Lebensräumen ihre Funktion erfüllen zu können. Die wesentliche zu be-
stimmende Größe ist daher zunächst das
Minimalareal
(i. S. der Funktionsfähigkeit des Habitat-
typs). Diese Größe bemisst sich an der relativen Vollständigkeit der charakteristischen Lebensge-
meinschaft; in der Regel gilt die Minimalarealgröße dann als erreicht, wenn alle charakteristischen
Arten, die einen Habitattyp in hoher Stetigkeit besiedeln, die Fläche besiedeln können. Bezogen
auf Tierarten mit geringem Ausbreitungspotenzial kann jedoch die Minimalarealgröße erst dann
als erreicht gelten, wenn der Lebensraum ausreichend groß ist, um eine Population in der Größen-
ordnung um 500 Individuen zu tragen.
Die Bestimmung der Mindestflächengröße für den einzelnen Habitattyp wird in der Regel nur nä-
herungsweise möglich sein, da weder von allen Arten bekannt ist, in welchen Stetigkeiten sie ei-
nen Habitattyp besiedeln, noch für alle Arten die Bestimmung des spezifischen Minimalareals
möglich ist. Als Hilfsgröße bietet sich die Verwendung einer oder mehrerer
naturraumspezifi-
scher Indikatorarten
an, deren ökologische Ansprüche hinreichend genau bekannt sind, und die
im jeweiligen Naturraum hinreichend häufig sind, um als Determinante verwendet werden zu
können.
2.
Optimale Flächengröße für die jeweils zu berücksichtigenden Biotope
Die im betrachteten Naturraum anzustrebende optimale Flächengröße eines Biotoptyps kann mehr
oder weniger weit über der oben beschriebenen Mindestgröße liegen. Dies ist abhängig von den
Minimalareal-Ansprüchen der hierfür heranzuziehenden Zielarten. An den Habitatansprüchen der
jeweils definierten Zielarten bemisst sich die anzustrebende optimale Flächengröße der jeweiligen
Biotopfläche (über Bestimmung des Minimalareals für eine Mindestpopulationsgröße). Diese
Größe kann in Abhängigkeit von der Häufigkeit und räumlichen Verteilung gleichartiger Biotop-
flächen unterschiedlich ausfallen; der Zusammenhang zwischen Größe der Einzelfläche und Ver-
teilung im Raum ist gewissermaßen als elastisches System aufzufassen.
3.
Vernetzungsdistanz zwischen gleichartigen Biotopflächen
(abhängig von der jeweiligen Flä-
chengröße)

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
52
In Abhängigkeit vom Ausbreitungsverhalten der Zielarten bzw. der Mobilität der einzelnen Indi-
viduen muss der maximale Abstand zwischen gleichartigen Biotopflächen ermittelt werden, damit
zwischen den einzelnen Habitatflächen (bzw. zwischen den Teilpopulationen einer Metapopulati-
on) ein regelmäßiger Austausch stattfinden kann. Dieser maximale Abstand ist unter anderem von
der Größe der Habitatflächen abhängig, da größere Lokalpopulationen bei ausreichender Habitat-
qualität auch ein größeres Ausbreitungspotenzial besitzen als Kleinstpopulationen. Bezogen auf
hochmobile Zielarten mit großem Raumanspruch, deren ökologische Mindestanforderungen in der
einzelnen Habitatfläche nicht vollständig realisiert werden können, muss zur Erfüllung der Mini-
malarealforderung auch eine hinreichend große Häufigkeit und räumlich abgestimmte Verteilung
der Habitatflächen berücksichtigt werden. Hieraus könnte sich unter Umständen ein geringerer
maximal möglicher Abstand zwischen Habitatflächen ergeben.
4.
Erforderliche Vernetzung zwischen
benachbarten Beständen
unterschiedlicher Biotope
(Kom-
plexhabitate)
Viele als Zielarten geeignete Tierarten besitzen keine enge Bindung an nur einen Habitattyp, son-
dern besiedeln sogenannte Komplexhabitate. Daher sind in solchen Fällen nicht nur die Minimal-
arealgröße der relevanten Biotope und deren maximaler Abstand, sondern zusätzlich eine ausrei-
chende Vernetzung der unterschiedlichen Habitate untereinander zu berücksichtigen. Häufig lie-
gen die verschiedenen Komponenten solcher Komplexhabitate innerhalb der Agrarlandschaft noch
in Resten als räumlich zusammenhängende Komplexe vor (z.B. Grünland - Hecke, Teich - Gebü-
sche u.ä.); sie sind jedoch aufgrund der Beeinträchtigungen durch die intensive Bewirtschaftung
benachbarter Flächen und aufgrund zu starker Isolation infolge der Beseitigung gleichartiger
Komplexe nicht mehr voll funktionsfähig.
Für die Beurteilung des Ist-Zustandes und zur Ableitung von UQZen und Umwelthandlungszie-
len/Maßnahmen für eine landschaftsökologisch begründete Gestaltung von Agrarlandschaften werden
folgende
Kriterien
vorgeschlagen:
Mindestgrößen von Biotoptypen
sowie
Minimumarealansprüche
von spezifischen Zielarten
(zur Aufhebung von Verinselungs-, Isolationseffekten)
Vernetzungsdistanzen
zwischen Biotoptypen (zur Aufhebung von Barriereeffekten)
Pufferbereichen für Biotoptypen in der Agrarlandschaft (zur Minderung von Randzoneneffekten)
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass für die konkrete Ausgestaltung der
partiellen Integ-
ration
die Festlegung von
Zielarten
eine entscheidende Voraussetzung darstellt.
Richtwerte zu Minimumarealen, Ackerschlaggrößen, Biotoptypenausstattung (Art und Flächengröße,
Vernetzungsdistanzen, Pufferbereiche) sind anhand der Lebensraumansprüche, des Ausbreitungs- und
Orientierungsverhaltens der Zielarten zu konkretisieren.
Die konkrete Umsetzung eines oder mehrere
räumlicher Verbundmodelle
(eng- bzw. grobmaschige
Netzstruktur, schlaginterne Segregation) kann wie auch konkrete Angaben zum
Flächenanteil
von
Biotoptypen nur naturraumspezifisch und in enger Rückkoppelung mit den Zielarten sowie der Nut-
zungsintensität in den untersuchten Agrarräumen bestimmt werden.
In den folgenden Tabellen sind Kriterienausprägungen aus der Literatur zusammengestellt, die natur-
raumspezifisch und unter Berücksichtigung bestimmter Ansprüche, insbesondere der spezifischen Ha-
bitatstrukturansprüche von Zielarten, anzupassen sind. Generelle landesweite Vorgaben, losgelöst von

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
53
einer Einzelfallbetrachtung in den Untersuchungsregionen, sind aus der Sicht der Forschungsnehmer
nicht zielführend, da eine Begründung im politischen und fachwissenschaftlichen Raum nicht möglich
erscheint.
Tab. 5.1:
Minimumarealgrößen für verschiedene Biotoptypen
Minimumarealgrößen für verschiedene Biotoptypen
Biotoptyp Mindestfläche Anmerkungen Literaturquelle
Wald
100 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Wälder
DRL 1983
Auwald
5 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Auwald
DRL 1983
1 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Limnokrene (gesamter Quell-
mit Abflussbereich)
DRL 1983
Brockmann 1987
50 – 75 km
Uferlänge eines Fließgewässers für eine Fischot-
terpopulation
Heydemann 1981
Riess 1986
Fließgewässer
5 – 10 km
Länge eines ununterbrochenen Fließgewässers mit
beiseitigem, 5 – 10 m breitem Uferstreifen, die Po-
pulationen von an Wasser lebenden Vögel (z.B.
Wasseramsel) ermöglicht
Riess 1983
1 ha
Geforderte anzustrebende bzw. zu etablierende
Mindestfläche
Teiche, Tümpel
DRL 1983
100 m
2
Minimale Wasserfläche für das Auftreten vieler
Amphibien (Ausnahme: Arten der Kleinstgewäs-
ser); 4 – 6 Teiche sollten im Abstand von höchs-
tens wenigen 100 Metern gruppiert werden, um
Artenvielfalt zu gewährleisten.
Blab 1986 a
Riess 1986
100 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Moore
DRL 1983
10 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Feuchtwiesen
DRL 1983
500 – 700 ha
geeignete Lebensraumgröße für Wiesenweihen-
paar
Brüll 1980, zit. in
Heydemann 1981
200 – 220 ha
Größe der Nahrungsfläche eines Weißstorch-
Brutpaares. Diese Fläche kann in Teilflächen un-
tergliedert werden, wenn diese Teilflächen inner-
halb eines Aktionsradius von 3 bis 5 km liegen.
Blab 1986a
Riess 1986
Feuchtgrünland,
Niedermoor
1 ha
Minimumareal für Kleinsäuger, Schmetterlinge,
Heuschrecken etc.
Riess 1986
10 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Trocken- und Halbtrockenrasen
Trocken- und
DRL 1983
Halbtrockenrasen
3 – 4 ha
Mindestfläche für Schmetterlinge, Heuschrecken
und Reptilien
Riess 1986
Remmert 1982 zit.
in Jedicke 1990
Heiden
50 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Heiden
DRL 1983
Binnendünen 5 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Binnendünen
DRL 1983
Hochstaudenflu-
ren
5 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für Hochstaudenfluren
DRL 1983

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
54
Minimumarealgrößen für verschiedene Biotoptypen
Biotoptyp Mindestfläche Anmerkungen Literaturquelle
10 km Gesamt-
länge
(4) 5 – 10 m
Mindestbreite
Minimumareal für heckenbewohnende Vögel (10
Brutpaare je Art).
Hecken
80 m/ha,
Abstand
< 500 m
Optimale Heckendichte für Brutvögel
Riess 1986
Zwölfer 1982, zit.
in Kaule 1991
Grabski-Kieron
1995
Feldgehölze
5 – 10 ha
Minmiumareal für verschiedene Vogelarten. Die
Angabe ist als Summenwert von Teilflächengrö-
ßen mit jeweils 500 – 1500 m
2
und max. 500 m
Abstand untereinander zu verstehen
Riess 1986
Feld- und Weg-
raine
4 – 6 m Breite
50 – 150 m Ab-
stand
Minimalanforderung an Feld- und Wegraine in
Kulturlandschaften
Kaule 1985
Diverse Saumbio-
tope (Waldränder,
Feld-/ Wiesenrai-
ne)
5 – 10 km Ge-
samtlänge
3 – 50 m Min-
destbreite
Längsstrecke, die für 50 % des typischen Artenbe-
standes des jeweiligen Biotoptyps erforderlich ist.
Heydemann 1983
Krautige Saum-
strukturen
200 m/ha als
Sollwert
Reck 1995
Diverse Klein-
strukturen (z.B.
Hohlwege, Hang-
aufschlüsse)
1 ha
Geforderte zu erhaltende bzw. zu etablierende
Mindestfläche für diverse Kleinstrukturen
DRL 1983
Röhrichte
20-100 m Min-
destbreite
Grabski-Kieron
1995
Tab. 5.2:
Kritische Vernetzungsdistanzen für verschiedene Biotoptypen
Kritische Vernetzungsdistanzen für verschiedene Biotoptypen
Biotoptyp
Kritische
Vernetzungsdis-
tanzen
Anmerkungen
U.a. enthaltene Bi-
otoptypen
Wald
1000 – 3000 m
Die krit. Vernetzungsabstände sind abhängig von
der Landnutzung zwischen Waldbeständen. Sind
Gehölzstrukturen z.B. als Hecken vorhanden, dann
können die Vernetzungsdistanzen größer sein als
angegeben.
Wiederbesiedlung ist prinzipiell möglich für die
meisten Vogelarten (auch Kleinvögel), Amphibien
bezügl. der Landlebensräume, Mittel- und Klein-
säuger, Reptilien (insbesondere Kreuzotter) und
Wirbellose.
Laub- und Nadel-
waldtypen, Misch-
waldtypen, Auen-
und Uferwälder,
Bruchwälder,
Schluchtwälder
Fließgewässer 5000 m
Angegeben ist der Maximalabstand zwischen Teil-
strecken des selben Gewässers.
Wiederbesiedlung ist prinzipiell möglich für an
Wasser gebundene Organismen (u.a. Eintags-, Kö-
cher- und Steinfliegen, Libellen, Wasserkäfer,
Krebse, die meisten Fische) sowie die Uferfauna.
Abgedeckt sind weiterhin Eisvogel, Wasseramsel,
Gebirgsstelze.
Fluss, Bach, Graben
bzw. Kanal, Altarm
(mit Anbindung
zum Fluss), Quellen
Stillgewässer
2000 – 3000 m
Bei sehr kleinen und temporären Gewässern ver-
stehen sich die Distanzen dabei jeweils zwischen
See, Baggersee,
Stausee, Weiher,

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
55
Kritische Vernetzungsdistanzen für verschiedene Biotoptypen
Biotoptyp
Kritische
Vernetzungsdis-
tanzen
Anmerkungen
U.a. enthaltene Bi-
otoptypen
einzelnen Gruppen nahe beieinanderliegender Ge-
wässer.
Wiederbesiedlung ist prinzipiell möglich für an
Wasser gebundene Organismen (u.a. Eintags-, Kö-
cherfliegen, Libellen, Wasserkäfer, Mollusken)
und Amphibien.
Teich, Temporäre
Stillgewässer, Alt-
arme ohne Anbin-
dung zum Fluss
Feuchtgrünland,
Niedermoor,
Hochstaudenflur
1000 –
2000 m
2000 –
3000 m
10 000 m
Vernetzungsdistanz, die eine Wiederbesiedlung
durch die meisten Artengruppen prinzipiell ermög-
licht, z.B. Schmetterlinge, Kleinsäuger, Wirbellose
jedoch ohne Heuschrecken.
Vernetzungsdistanz, die eine Wiederbesiedlung
durch mittlere Konolisatoren wie Heuschrecken
prinzipiell ermöglicht.
Vernetzungsdistanz, die eine Wiederbesiedlung
durch Wiesenbrüter prinzipiell ermöglicht.
Einzelne Teilflächen innerhalb des Wiesenbrüter-
areals können dabei bis 2 km auseinander liegen.
Feuchtwiese,
Nasswiese, Groß-
und Kleinseggen-
ried, Hochstauden-
flur
Mager- und Tro-
ckenrasen
1000 –
3000 m
Wiederbesiedlung ist prinzipiell möglich für zahl-
reiche Schmetterlingsarten, Feldgrille, Hummel,
Reptilien.
Borstgrasrasen,
Sand- / Felsrasen,
Trocken- / Halbtro-
ckenrasen
Feldgehölze, Ge-
büsche, Hecken
5000 -
10000 m
100-400 m
Die angegebene kritische Vernetzungsdistanz gilt
für einzelne Minimumareale mit 5 bis 10 ha Größe
sowie einzelnen Feldgehölzflächen von 500 bis
1500 m
2
.
Eine Wiederbesiedluung ist prinzipiell möglich für
die typischen Vogelarten, Kleinsäuger, Reptilien,
Insekten und Schnecken.
Grabski-Kieron
(1995)
Tab. 5.3:
Maximalgrößen für Ackerschläge
Maximalgrößen für Ackerschläge
Größe Anmerkungen
Literaturquelle
5 ha
Theoretische Optimalgröße aus Sicht des Arten- und Biotopschutzes.
Kaule 1986: 324
< 10-12 ha
Abgeleitet aus der landschaftsökologischen Stabilität und den spezifi-
schen Steuerungsmechanismen innerhalb von Agrarökosystemen.
Haber 1991: 28
Bei beliebiger
Länge nicht brei-
ter als 150-200 m
Abgeleitet von den Mindestabständen zwischen zwei Saumbiotopen
mit typischen Arteninventar.
Wildermuth 1978,
Heydemann 1986:
15
5.1.2
Kriterien zum Anteil von Naturschutzflächen
Seit langem liegen zum
Flächenanteil
des Naturschutzes fachlich untermauerte Zielgrößen vor, die
mehr oder minder verändert in politische Forderungen übernommen wurden (z.B. BMU 1998). Die
Forderungen zum Anteil von Vorranggebieten und sogenannten Ausgleichsflächen schwanken zwi-

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
56
schen 10 und 20 %, wobei 10 % das absolute Minimum darstellt und häufig nur auf die Vorrang- und
nicht auf die sogenannten Ausgleichsflächen bezogen werden
7
.
Auch der Sachverständigenrat für Umweltfragen hat die 10 %-Forderung übernommen und speziell
für die Agrarlandschaft im Durchschnitt 8 % größere ökologische Vorrangflächen und weitere 2 - 3 %
kleinflächige, punkt- und linienförmige naturbetonte Biotope zur Verbindung der ökologischen Vor-
rangflächen gefordert (SRU, 1985, Tz.1194). Diese Forderung wird erneut im Umweltgutachten 2000
aufgegriffen und verstärkt (etwa 10 bis 15 % der Landesfläche als absolute Vorrangfläche für den Na-
turschutz) (SRU 2000, Tz. 417).
Diese Zahlenangaben können nach Grabski-Kieron (1995) als „pragmatisch-politische Faustzahlen“
angesehen werden, die zwar grundsätzlich als Orientierungshilfe akzeptiert sind, jedoch einer konkre-
ten Differenzierung nach Landschaftsraum, Nutzungsstrukturen und Zielarten entbehren. In diesem
Sinne konkretere und differenziertere fachliche Forderungen zu Flächengrößen von bestimmten Le-
bensräumen für den Arten- und Ökosystemschutz hat erstmals Heydemann (1981) für Schleswig-
Holstein formuliert, dessen Ergebnisse Finke (zit. in Kaule 1986) auf das westdeutsche Gebiet über-
tragen hat.
Finke (zit. in Kaule 1986) fasst daraus drei generelle Forderungen zusammen:
10% der Landesfläche (damalige Basis: Westdeutschland) sind mit absolutem Vorrang für den Ar-
ten- und Biotopschutz zur Verfügung zu stellen.
Weitere 10 % der Gesamtfläche werden mit relativem Vorrang für Biotop- und Artenschutz benö-
tigt, entsprechend den Ausgleichsflächen nach Heydemann (s. Fn. 7).
Die oben nach Finke zitierten Werte sind als das absolute Minimum in allen Planungsregionen anzu-
streben, um eine repräsentative, naturraumspezifische biotische Ausstattung in diesen Regionen zu er-
halten.
Hampicke et al. (1991) haben in zwei Szenarien das Erfordernis von 9 bzw. 14 % der Bundesfläche
(West) als Vorrangflächen für den Schutz seltener und gefährdeter Arten und Biotoptypen ermittelt.
Diese Vorranggebiete wurden für die einzelnen Biotoptypengruppen anhand des damals vorhandenen
Bestandes und des Defizits (erforderliche Flächen in Abhängigkeit u.a. von ihrer früheren Verbreitung
und Chancen ihrer Wiederherstellbarkeit) bilanziert. Die Szenarien differenzieren sowohl nach den
Entwicklungszielen (anzustrebende Fläche für einzelne Lebensraumtypen) als auch hinsichtlich der
Herkunft der zu entwickelnden Flächen.
Das naturschutzfachliche Dilemma dieser Angaben liegt darin, dass einerseits die fachlichen Grundla-
gen zur Bestimmung dieser Größen relativ vage sind, andererseits aber ein dringender Bedarf besteht,
in den täglichen Entscheidungen über geplante Eingriffe oder vorhandene Beeinträchtigungen und Ri-
siken in Natur und Landschaft konkrete Daten vorzulegen.
Weiter ist zu berücksichtigen, dass der Berechnung von Flächenansprüchen verschiedene ökologische
Modelle zugrunde liegen (skizziert in Kap. 2.2; ausführlich beschrieben und bewertet z.B. in Henle
1994, Horlitz 1994), die den Vergleich der zum Teil empirisch belegten Zahlen erschweren. Die Be-
rechnungen beruhen auf theoretischen Konzepten wie der Inseltheorie, dem Metapopulationskonzept
und dem Konzept der „minimalen überlebensfähigen Population“ (minimum viable population =
MVP) (Sachteleben und Riess 1997a). Eine Umsetzung der vorliegenden Konzepte auf die Untersu-
chungsräume des Vorhabens scheitert an dem hohen, dafür erforderlichen Zeitaufwand.
7
Ausgleichsflächen im vorliegenden Sinne sind Saumbiotope (Hecken, Straßen- und Wegränder, Böschungen) und Vernet-
zungsflächen, Kleinbiotope im landwirtschaftlichen Raum sowie extensiv genutzte Areale in diesem Bereich (Heydemann
1983, zit in Kaule 1986).

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
57
Auf der Grundlage des MVP-Konzepts berechnen Sachteleben und Riess (1997a, b) Mindestpopulati-
onsgrößen unter Berücksichtigung von Inzuchteffekten, multiplizieren diese mit Angaben über durch-
schnittliche Populationsdichten aus der Literatur und leiten daraus Mindestflächenansprüche für ein-
zelne Tierarten ab. Im Ergebnis legen sie „Faustzahlen“ für die planerische Praxis vor. Selbst dieses
vergleichsweise praxisnahe Vorgehen ist für das vorliegende Vorhaben zu aufwendig, weil umfassen-
de Bestandserhebungen von Tierarten für den Soll-/Ist-Vergleich und Analysen der Bestandsabwei-
chung im Hinblick auf die vorhandenen und geforderten Flächengrößen der jeweiligen Lebensräume
erforderlich sind.
Roth et al. (1996) vertreten die Auffassung, dass unsere Landschaft das Ergebnis Jahrtausende dau-
ernder anthropogener Nutzungen darstellt und insofern eine wissenschaftlich exakte Ableitung von
Mindestflächenanteilen verschiedener Biotoptypen nicht möglich ist. Vielmehr plädieren die Autoren
dafür, den Anteil an ökologischen Vorrangflächen in verschiedenen Naturräumen im Rahmen soge-
nannter Agrarraumnutzungs- und –pflegepläne (ANP, vgl. Roth 1996) festzulegen. Diese ANP bein-
halten ein zwischen Landwirtschaft, Naturschutz und Gemeindevertretung abgestimmtes, realisierba-
res Nutzungs- und Gestaltungskonzept. Für Thüringen wurden so Anteile für ökologische Vorrangflä-
chen am Agrarraum zwischen 10 % in landwirtschaftlichen Vorranggebieten und über 25 % in land-
wirtschaftlich benachteiligten Gebieten abgeleitet.
Grabski-Kieron (1995) gibt Hinweise, wie die Flächenausstattung von Agrarräumen aus Sicht des Ar-
ten- und Biotopschutzes vergleichsweise pragmatisch abgeleitet werden kann. Dabei sind im Wesent-
lichen zwei Zielkriterien(-bereiche) zu berücksichtigen:
1. Eine von den Ansprüchen der gewünschten Zielarten abzuleitende Qualität, Größe, räumliche Ver-
teilung und Zuordnung der einzelnen Biotoptypen und
2. die Sicherung des für den Landschaftsraum typischen Biotoptypenspektrums.
Als
Kriterien
für die Flächenausstattung empfehlen die Autoren/in eine an Zielarten orientierte
Qua-
lität und Verteilung der Biotoptypen
und ein
landschaftsraumtypisches Biotoptypenspektrum
.
Beide Zielkriterien(-bereiche) weisen nach Auffassung der Autoren/in auf die Notwendigkeit hin, ein
auf den Landschaftsraum bezogenes regionalisiertes Leitbild zu entwickeln, das auf der Grundlage der
für den Landschaftsraum typischen Zielarten entwickelt werden sollte (s. Kap. 5.1.3). Regionale Leit-
bilder aus übergeordneten Planwerken können dabei als Orientierungshilfe dienen.
5.1.3
Auswahl von Zielarten
Die Ausführungen in Kap. 5.1.1 und 5.1.2 haben verdeutlicht, dass
Zielarten bzw. deren Lebens-
raumansprüche als Kriterien
für den Arten- und Biotopschutz eine Schlüsselstellung einnehmen,
insbesondere bei
der Bestimmung von Mindestgrößen von Biotoptypen sowie Minimumarealansprüchen,
der Qualität und Verteilung von naturnahen Flächen / bestimmten Biotoptypen im Agrarraum nach
der Strategie der partiellen Integration sowie bei
der Ermittlung der dafür erforderlichen Flächenanteile.
Für die Auswahl geeigneter Zielarten ist zunächst zu klären, weshalb Tierarten besonders gut geeignet
sind. Pflanzenarten sind - wiewohl in vielen Fällen gefährdet und besonders geschützt - für ein Zielar-
tenkonzept gerade in der intensiv genutzten Landschaft wenig geeignet.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
58
Die Ursachen für die Gefährdung von Pflanzenarten liegen zumeist in der unmittelbaren Vernichtung
ihrer Standorte oder in der grundlegenden Veränderung der Stoffkreisläufe auf intensiv genutzten
Standorten. Die Sicherung der Populationen gefährdeter Pflanzenarten - die zumeist entweder an
grundwassergeprägte oder an nährstoffarme Standorte gebunden sind - kann in erster Linie über die
Erhaltung der verbliebenen Vorkommen erfolgen. Die Wiederherstellung geeigneter Standorte ist
zwar in einigen Fällen durchaus möglich (z.B. Auenrenaturierung), doch macht eine gezielte Gestal-
tung für eine oder wenige bestimmte Pflanzenarten in der Regel keinen Sinn. Vielmehr ist abzuwarten,
ob ein Standort von einer Art spontan (wieder)besiedelt wird.
Zu den ggf. in Betracht kommenden - vielfach gefährdeten - Arten der Segetalflora ist anzumerken,
dass deren Gefährdungsursachen praktisch ausschließlich in der Nutzungsintensität zu suchen sind, so
dass ihre Berücksichtigung in der Zielartenkonzeption im Rahmen dieses Vorhabens von vornherein
ausgeschlossen wären, wenn die Zielkonzeption keine Aussagen zur Nutzungsintensität treffen würde.
In ähnlicher Weise sind auch gefährdete Biotoptypen als Zielobjekte in diesem Vorhaben wenig ge-
eignet, da ihre Wiederherstellung - sofern sie überhaupt möglich ist - in der Regel die Rückumwand-
lung aktuell genutzter Flächen sowie in vielen Fällen die zusätzliche Einrichtung von Pufferzonen mit
weniger intensiver Nutzung erfordern würde.
Dies gilt nicht für Biotoptypen, die auch aktuell in der Agrarlandschaft vorkommen, z.B. Hecken,
Säume oder Feldholzinseln. Hier ist jedoch anzumerken, dass eine Zielkonzeption, die auf Biotopty-
pen fokussiert, rein willkürliche Setzungen des angestrebten Anteils bestimmter Biotoptypen an der
Agrarraumfläche vornehmen muss, wie dies auch in vielen Beispielen der Leitbildentwicklung getan
wurde, ohne dass es für die anzustrebenden Flächenanteile nachvollziehbare Begründungen gäbe.
Für die Entwicklung nachvollziehbarer und im Sinne einer Erfolgskontrolle überprüfbarer Kriterien
sollte daher auf zu definierende Bestandsgrößen oder -trends geeigneter Zielarten aus der Fauna zu-
rückgegriffen werden, da über deren „Mitnahmeeffekt“ gewährleistet ist, dass das gesamte von ihnen
benötigte Ökosystem von den abzuleitenden Maßnahmen profitieren kann.
Welche Eigenschaften sollen Zielarten besitzen?
Als Zielarten werden in der Regel solche Arten definiert, die bezüglich ihrer Habitatwahl und des
Raumbedarfs besonders anspruchsvoll sind. Dabei handelt es sich in der Regel zugleich um die am
stärksten gefährdeten Arten, zu deren Erhaltung der dringendste Handlungsbedarf besteht.
Das naturschutzstrategische Zielartenkonzept beruht auf der Regel, dass die Bereitstellung der erfor-
derlichen Minimalareale und Habitatqualitäten für diese anspruchsvollsten Vertreter einer Biozönose
zugleich die Bedürfnisse der meisten weniger anspruchsvollen Glieder der Biozönose befriedigt
(„Mitnahmeeffekt“).
Bei der Auswahl von Zielarten spielen eine ganze Reihe von Kriterien eine Rolle, die in Tabelle 5.4
aufgeführt sind (vgl. z.B. Vogel u.a. 1996, Walter u.a. 1998).
Tab. 5.4:
Kriterien zur Ableitung von Zielarten
Rechtliche / planerische Vorgaben
gesetzlicher Schutz (z.B. BNatSchG i. V. mit
BArtSchV, FFH-Richtlinie, EU-Vogelschutz-
Richtlinie, Bonner Konvention usw.)
Inwertsetzung im Rahmen von Gesamtplanun-
gen, z.B. Landschaftsrahmenplanung (beruht in
der Regel auf ähnlichen Kriterien wie die Aus-
wahl von Zielarten)

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
59
Gefährdungsgrad
Arten der Roten Listen (unterschiedliche Ebe-
nen: europaweit, bundesweit, landesweit, regi-
onal)
Endemische Arten sollten höchste Priorität ha-
ben.
Kenntnisse der Biologie / Ökologie
Die Biologie / Ökologie der Zielarten muss hin-
reichend genau bekannt sein, um Defizite ana-
lysieren und gezielte Maßnahmen planen zu
können.
Überlebenschance
Die ausgewählten Arten müssen eine wirkliche
Überlebenschance im betreffenden Gebiet ha-
ben. Eine Art, die kurz vor dem Aussterben
steht, oder sogar lokal bereits ausgestorben ist,
ist meist nicht geeignet. Sollen unmittelbar vom
Aussterben bedrohte oder bereits ausgestorbene
Arten ausgewählt werden, so müssen die Aus-
sterbeursachen sehr genau bekannt und durch
gezielte Maßnahmen umkehrbar sein.
Mitnahmeeffekt
Von den Schutzmaßnahmen für die Zielart soll
eine möglichst große Zahl weiterer Arten profi-
tieren können (hierzu auch „Zielartenkollekti-
ve“, vgl. Walter u.a. 1998).
Der Mitnahmeeffekt ist oft bei Arten mit gro-
ßem Raumanspruch am größten. Guter Mit-
nahmeeffekt auch bei Arten, die spezielle Re-
quisiten benötigen, die auch von anderen Arten
genutzt werden.
Naturraumbezug
Die Zielartenauswahl sollte soweit regionali-
siert werden, dass naturraumtypische Vorkom-
men auch dann in besonderer Weise berück-
sichtigt werden, wenn die betreffenden Arten
regional nicht akut gefährdet, aber für den Na-
turraum besonders typisch sind.
Popularität
Um die Anforderungen des Arten- und Biotop-
schutzes in der Öffentlichkeit und gegenüber
konkurrierenden Nutzungsansprüchen durch-
setzen zu können, sollten als Zielarten nach
Möglichkeit „Sympathieträger“ (z.B. Feld-
hamster) ausgewählt werden, da deren Schutz-
bedarf leichter zu vermitteln ist
Zur Bedeutung eines abgestimmtes Zielartenkonzeptes
In der Naturschutzplanung wird fast zwangsläufig mit dem Einsatz von Zielarten gearbeitet, auch
wenn diese nicht immer klar definiert und als solche bezeichnet werden. „[...] Arten und Artengrup-
pen, deren Erhaltung im Schutzziel verankert ist, seien im folgenden Zielarten [...] genannt. Erst wenn
man sich über diese Zielarten einig ist, können Fragen nach der Schutzfähigkeit [...], zum Beispiel
Kriterien für die Festlegung des Flächenanspruchs einer Tierpopulation und populationsgenetische
Gesichtspunkte, diskutiert werden“ (Kratochwil 1989; zit. aus Amler u.a. 1999).

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
60
Ein rational abgestimmtes Zielartenkonzept muss für unterschiedliche Bezugsräume regionsspezifi-
sche Prioritäten bei der Berücksichtigung von Zielarten festlegen, um interne Zielkonflikte erkennen
und steuern zu können.
Ein Beispiel - bezogen auf die Umsetzung naturschutzfachlicher Erfordernisse in Agrarlandschaften –
wäre die Berücksichtigung spezifischer Flächenfunktionen für den Vogelzug. Häufig besitzen gerade
strukturarme Ackerlandschaften besondere Bedeutung als Rastplatz für unterschiedlichste Vogelarten,
die empfindlich auf die Anreicherung der Landschaft mit Strukturelementen reagieren. Bei regionaler /
überregionaler Bedeutung solcher Funktionen würde die Schaffung zusätzlicher Gehölzbiotope ggf. zu
internen Zielkonflikten führen. Einschränkend sei hier jedoch darauf hingewiesen, dass in vielen Fäl-
len die traditionelle Bindung dieser Rastplatzfunktionen an ausgeräumte Landschaften eine Folge des
früher größeren Jagddruckes ist. Arten, die von Bejagung verschont bleiben, lernen sehr schnell, auch
reicher strukturierte Landschaften mit höherem Deckungsgrad zu nutzen. So liegen beispielsweise in
den Gänserastgebieten am Niederrhein Äsungsplätze auch in Siedlungsnähe und innerhalb von He-
ckenlandschaften und Streuobstwiesen; in ihrem Hauptüberwinterungsgebiet in der spanischen Extre-
madura leben die Kraniche in den ausgedehnten locker stehenden Korkeichenwäldern. Großflächiges
Fehlen strukturierender Gehölze kann daher keinesfalls als unabdingbare Voraussetzung für Rasttradi-
tionen der genannten Vogelarten angesehen werden.
Zur Lösung dieser internen Zielkonflikte müssen jedoch verbindliche Zielprioritäten festgelegt wer-
den. Wie wichtig die regionsbezogene Festlegung von Prioritäten im Zielartenkatalog ist, zeigt ein
Beispiel aus Baden-Württemberg, wo durch die Anlage von Hecken (im Rahmen eines naturschutz-
fachlich begründeten Biotopverbundsystems) eine der letzten Populationen des Wiesenknopf-
Ameisenbläulings in der Filderaue dezimiert wurde (Settele et al. 1996).
Eine fachlich abgestimmtes Zielartenkonzept muss also unterschiedliche Ebenen berücksichtigen und
zum Teil gegenläufige Ansprüche (u.a. auch Nutzungsansprüche) integrieren. Als Beispiel für den
Aufbau eines solchen Konzepts sei die Zielartenkonzeption für Baden-Württemberg (Reck u.a. 1996,
zusammengefasst in Walter u.a. 1998, Amler u.a. 1999) genannt.
Die Auswahl geeigneter Zielarten richtete sich in Baden-Württemberg nach den in Tabelle 5.5 genann-
ten Kriterien (nach Amler u.a. 1999).
Tab. 5.5:
Kriterien zur Ableitung von Zielarten in Baden-Württemberg
(für die Einstufung als Zielart
muss mindestens eines der Kriterien erfüllt sein)
Landesarten
Naturraumarten
Gefährdung
Arten, die in B-W oder BRD vom Aus-
sterben bedroht oder stark gefährdet sind,
z.B. Raubwürger (Lanius excubitor),
Rotflügelige Ödlandschrecke (Oedipoda
germanica)
Arten, die in B-W gefährdet
sind, z.B. Roter Scheckenfalter
(Melitaea didyma)
Seltenheit
Arten, die sehr wenige lokale Vorkom-
men in B-W haben und die historisch
weit zurückliegende, mehr oder weniger
dauerhafte Vorkommen hatten, z.B. Al-
pen-Troddelblume (Soldanella alpina),
ein Glazialrelikt am Feldberg
Naturräumliche Charakterarten
(Vorkommen in wenigen Natur-
räumen B-Ws, dort aber in grö-
ßeren Beständen), z.B. Alpine
Gebirgsschrecke (Miramella al-
pina), Zitronengirlitz

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
61
Schutzverantwortung
(chorologische Aspekte)
Arten oder Unterarten, die innerhalb Mit-
teleuropas einen ihrer Vorkommens-
schwerpunkte im Land haben und zusätz-
lich landesweit gefährdet sind, z.B.
Dunkler Wiesenknopf-Ameisenbläuling
(Glaucopsyche nausithous) sowie Arten,
die hier einen ihrer gesamteuropäischen
Vorkommensschwerpunkte haben [v.a.
endemische Arten wie z.B. Badische
Quellschnecke (Bythinella badensis)]
Arten oder Unterarten, die in-
nerhalb der BRD oder innerhalb
Mitteleuropas einen ihrer Vor-
kommensschwerpunkte in B-W
haben, aber landesweit nicht ge-
fährdet sind [z.B. Berg-
Sandlaufkäfer (Cicindela silvico-
la)]
Schlüsselfunktion
Landschaftsprägende Habitatbildner, de-
ren Erlöschen Ökosysteme stark verän-
dern und das Erlöschen vieler weiterer
Arten bedeuten würde oder deren Fehlen
bzw. geringe Dichte zu mangelhafter
Habitataussttattung führt(e) (z.B. Biber)
Als „Minimalziel“ für die ausgewählten Zielarten gilt, dass langfristig stabile (Meta-) Populationen
bzw. Vorkommen in allen besiedelten Naturräumen vorhanden sind. Unterschieden werden die Zielar-
ten weiter in Arten, für deren Erhalt akuter Handlungsbedarf besteht, und solche ohne akuten Maß-
nahmenbedarf.
Aus der großen Zahl der Zielarten wurden in Baden-Württemberg im nächsten Schritt „Zielorientierte
Indikatorarten“ ausgewählt, für die jeweils ein Rahmenziel genauer formuliert wurde. Hier sind vor
allem die Arten berücksichtigt, die über einen besonders großen „Mitnahmeeffekt“ die ökologische
Funktionsfähigkeit der Landschaft repräsentieren.
5.2
Boden- und Gewässerschutz (Abiota)
5.2.1
Ableiten von Kriterien zum Boden- und Gewässerschutz in Agrarlandschaften
Bodenschutz
Die landwirtschaftliche Bodennutzung wirkt im Zusammenhang mit der Ackerschlag- bzw. Flurgestal-
tung vor allem über Bodenerosion und Bodenschadverdichtung auf die natürlichen Bodenfunktionen
ein.
Im Bereich der
Bodenerosion durch Wasser
bietet sich als Kriterium der flächenbezogene Bodenab-
trag an. Der Bodenabtrag selbst lässt sich mit Hilfe erosionsbestimmender Parametern ermitteln. Vor
dem Hintergrund diese Vorhabens lassen sich mit Hilfe des Kriteriums „Bodenabtrag“, des UQZs
„Tolerierbarer Bodenabtrag“ und der erosionsbestimmenden Faktoren eine Aussage zu landschafts-
ökologisch maximal vertretbaren Hang- bzw. Schlaglängen machen.
Bodenerosion durch Wind
ist in den nördlich gelegenen Teilen Sachsens von Bedeutung. Im glazial
geprägten Tiefland mit (fein-)sandreichen Böden und entwässerten, degradierten Moorböden tritt
Winderosion verstärkt dann auf, wenn großflächig Ackerbau betrieben wird und die Landschaft wind-
offen ist, das heißt, dass nur ein geringer Flächenanteil von Landschaftsstrukturelementen oder Wald
eingenommen wird. Zudem ist die Winderosionsgefahr dann besonders hoch, wenn die vorgenannten
Böden keine entweder von Natur aus oder durch Entwässerungsmaßnahmen keine Vernässungen auf-
weisen. Als Kriterien zur Beurteilung der Winderosionsgefährdung werden neben den Bodenparame-
tern „Erodierbarkeit der Bodenart durch Wind“ und „Vernässungsgrad“ die Kriterien mit Bezug zur
Schlag- bzw. Flurgestaltung „Flächenanteil an Landschaftsstrukturelemente“, „Lage zur Hauptwind-

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
62
richtung“ und „Abstand zwischen Windschutzstrukturen“ herangezogen. Qualitative Aspekte der Ges-
taltung der Landschaftsstrukturelemente wie Dichte bzw. „Durchblasbarkeit“ und Höhe sind zwar
wichtig für die Funktionstüchtigkeit, haben jedoch keine direkten Bezug zur Ackerschlaggestaltung
und werden deshalb nicht für den Kriterienkatalog ausgewählt.
Im Bereich der
Bodenschadverdichtung
interessieren die Empfindlichkeiten der Böden gegenüber
mechanischen Belastungen sowie die mit der Bodennutzung verbundenen Lasteinträge.
Die Flurgestaltung hat auch deutlichen Einfluss auf das mögliche Ausmaß von Schadverdichtungen.
So bieten kleinstrukturierte Agrarräume mehr Möglichkeiten, die Bewirtschaftungsmaßnahmen stand-
ortgerecht – hier speziell angepasst an die Bodenfeuchte und Verdichtungsgefährdung – zu terminie-
ren und auszulegen. Große Bewirtschaftungseinheiten führen in der Praxis eher zu einer Vernachlässi-
gung der Standortheterogenitäten
8
– auch der unterschiedlichen Verdichtungsempfindlichkeiten der
Böden eines großen Schlages, so dass die Schadverdichtungsgefahr ansteigt.
Die Verdichtungsempfindlichkeit nach MMK wird als Kriterium zur Erfassung und Beurteilung des
Bodens herangezogen; bei Abweichungen der Verdichtungsempfindlichkeit von Böden innerhalb ei-
nes Schlages um mehr als eine Gefährdungskategorie wird empfohlen, den Schlag zu teilen.
Die mechanischen Belastungen lassen sich schwer kategorisieren, da die Landwirtschaft vielfältige
Verfahrenstechniken zur Verfügung hat, welche die mechanische Belastungen determinieren. Den-
noch sind grobe Einstufungen möglich. Von Interesse ist v.a. der Arbeitsgang, der den Boden am
stärksten mechanisch beansprucht, da dadurch der Verdichtungsstatus des Bodens maßgeblich be-
stimmt wird.
Als kritisch sind vor allem die Arbeitsgänge wendende Grundbodenbearbeitung (Pflugeinsatz) und
Ernte – letztere insbesondere bei spätreifen Früchten wie Zuckerrüben – anzusehen. Da der Pflugein-
satz (derzeit) im Ackerbau standardmäßig erfolgt, bieten sich keine geeignete Differenzierungsmög-
lichkeit hinsichtlich des Lasteintrags bei der Grundbodenbearbeitung an. Anhaltspunkte für einen ten-
denziell geringeren Lasteintrag ergeben sich aus dem Anbausystem; so sind bei sogenannter konser-
vierender Bodenbearbeitung ohne Pflugeinsatz (im Spätherbst oder Frühjahr) geringere mechanische
Bodenbelastungen des Unterbodens zu besorgen.
Im Gegensatz zur Grundbodenbearbeitung sind Differenzierungen bei erntebedingten Lasteinträgen
einfacher möglich (Abb. 5.1 und 5.2). So geht insbesondere von den sogenannten Hackfrüchten ein
vergleichsweise hohes Schadverdichtungspotenzial aus, weil diese Früchte zum einen zu Zeiten hoher
Bodenfeuchte und zum anderen mit hohen Radlasten geerntet werden.
Zur Verdeutlichung der Erntemassen sei hier auf die besonders bodenbelastende Zuckerrübenernte
eingegangen. Bei einem Ernteniveau von rund 500 – 600 dt/ha ergibt sich bei einem heute häufig ein-
gesetzten 6-reihigen Vollernter je 100 m Erntestrecke eine Erntemasse von rund 1 t (ohne Berücksich-
tigung von Beimengungen, die bis zu ca. 5 - 10 % ausmachen können). Hochgerechnet über die
Schlaglängen ergeben sich die Erntemassen, die im Bunker eines Vollernters über den Acker transpor-
tiert werden und vom Boden abgestützt werden müssen.
8
Im Rahmen des Precision Farmings bieten sich zwar Möglichkeiten, Bewirtschaftungsmaßnahmen wie Aussaat, Düngung
und Pflanzenschutz den schlaginternen Standortheterogenitäten anzupassen; diese Möglichkeiten führen jedoch nicht zu ei-
ner Reduzierung der mechanischen Bodenbelastung, denn ein Schlag im Sinne einer Bewirtschaftungseinheit wird allein
aus arbeitswirtschaftlichen Gesichtspunkten zu einem Termin bearbeitet und beerntet, so dass die Bewirtschaftungsmaß-
nahmen, welche den Boden am stärksten mechanisch belasten, unabhängig von der Empfindlichkeit der Böden durchge-
führt werden. Darüber hinaus ist die Großflächenbewirtschaftung zu meist auch mit dem Einsatz großer und entsprechend
schwerer Maschinen und Geräte verbunden, was trotz landtechnischer Maßnahmen wie Breitreifen etc. die Schadverdich-
tungsgefahr zusätzlich erhöht.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
63
Bei Schlaglängen über 500 m, wie sie von den Flächenbewirtschaftern erwünscht werden (vgl. Kap.
6.2), ergeben sich somit Erntemengen von 5 t und mehr, was bei einem Vollernter mit vier Reifen zu-
sätzliche Lasten von > 1,2 t je Reifen beträgt. Somit wird allein durch die Erntemengen bei solchen
Schlaglängen ein kritisches mechanisches Lastniveau erreicht (vgl. Bosch & Partner 2000). Insofern
sind Schlaglängen über 500 m insbesondere auf den verdichtungsgefährdeten Lössböden sehr proble-
matisch. Zum Schutz des Bodengefüges sind kürzere Schlaglängen anzustreben.
Ein weiteres Beispiel: Bei der Mähdruschernte werden heute häufig Schneidwerke von 6 oder gar
7,2 m Breite eingesetzt. Bei einer Schwankungsamplitude von 50 bis 100 dt/ha Ernteertrag errechnen
sich je 100 m Erntestrecke 0,3 bis 0,7 t Erntegut, bei 500 m Schlaglängen 1,5 bis 3,5 t.
Die aufgeführten Argumente zum mechanischen Lasteintrag machen jedoch deutlich, dass kein direk-
ter Bezug zur Schlaggestaltung besteht. Lediglich das Schadverdichtungspotenzial steigt mit zuneh-
mender Schlaggröße insbesondere beim Anbau sogenannter kritischer Früchte an; aus diesem Grund
kann der „Anteil kritischer Früchte“ nur als Anhaltspunkt bei der Identifizierung besonders gefährde-
ter Anbauregionen im Rahmen eines sachsenweiten Screenings dienen, nicht jedoch als sicheres Krite-
rium zur Gestaltung von Ackerschlägen genutzt werden.
290
320
320
350
350
500
520
580
0
100
200
300
400
500
600
700
W.-Weizen
(G.)
Winterraps
W.-Gerste
W.-Weizen
W.-Gerste (G.)
Zuckerrüben
Silomais (G.)
Kartoffeln
Spurflächensumme
(in % der Schlagfläche)
"Hackfrüchte"
Wintergetreide/-raps
Abb. 5.1:
Spurflächensumme in % der
Schlagfläche für verschiede-
nen Ackerfrüchte (Zapf
1997)
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Winterraps
W.-Weizen
W.-gerste
Silomais (G.*)
W.-Weizen
(G.*)
W.-Gerste
(G.*)
Zuckerrüben
W.-Weizen
W.-gerste
Zuckerrüben
W.-Weizen
Kartoffeln
W.-Weizen
Flächenanteil (%)
> 4 t
> 3 bis 4 t
> 2 bis 3 t
> 0 bis 2 t
0 t
Abb. 5.2:
Flächenanteil (%) mit unter-
schiedlichen maximalen
Radlasten verschiedener
Fruchtfolgen (Zapf 1997)
* G = mit Gülle
** hier: > 5 t
** **

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
64
Gewässerschutz
Im Bereich des Gewässerschutzes sind Kriterien zum Schutz des Grundwassers und der oberirdischen
Gewässer zu differenzieren.
Der Schutz oberirdischer Gewässer zielt im Zusammenhang mit der in diesem Vorhaben zu betrach-
tenden Flurgestaltung auf den Schutz vor erosionsgetragenen Stoffeinträgen ab. Dieser Schutz kann
auf zweierlei Weise erfolgen:
Konsequenter Erosionsschutz auf der Fläche (in Verbindung mit Bodengefügeschutz), so dass in
Folge keine bedeutenden Gewässerbelastungen durch erosionsgetragene Stoffeinträge auftreten
(aktiver Erosionsschutz).
Schutz oberirdischer Gewässer durch Puffer- und Filterleistungen gewässerbegleitender Struktur-
elemente (Uferrandstreifen) (passiver Erosionsschutz).
Aus landschaftsökologischer Sicht ist eindeutig der aktive Erosionsschutz zu präferieren, weil diese
Strategie Bodenschutz- und Gewässerschutzzielen gleichzeitig dienlich ist. Besteht jedoch kein ausrei-
chender Erosionsschutz auf den angrenzenden Ackerflächen, dann kann mit passiven Maßnahmen
Gewässerschutz betrieben werden.
Als Kriterium für den
Schutz oberirdischer Gewässer
vor erosionsgetragenen Stoffeinträgen (Sedi-
ment, Nährstoffe, Pestizide) wird vereinfacht der „Bodenabtrag angrenzender Nutzflächen“ herange-
zogen. Sind nennenswerte Puffer- und Filterleistungen gewässerbegleitender Strukturelemente (Ufer-
randstreifen, extensives Grünland ohne Narbenschäden und ohne Schadverdichtungen) zu erwarten
(vgl. Ausführungen zur Puffer- und Filterleistung Kap. 3.1.5 und 3.1.7.3), dann sind diese zu berück-
sichtigen (vgl. 5.2.2).
Im Bereich des
Grundwasserschutzes
wird ausschließlich auf die Beeinträchtigung des Grundwas-
sers durch das gut wasserlösliche, schwach sorbierte Nitrat eingegangen.
Beim Grundwasserschutz im Zusammenhang mit der Flurgestaltung müssen schlaginterne Heterogeni-
täten beachtet werden. Der Hintergrund dieser Betrachtungsweise ist Folgender: Sind in einem Schlag
Böden mit stark voneinander abweichender Auswaschungsgefährdung vereinigt und wird ein einheit-
liches Düngeniveau am Durchschnittsertrag des Gesamtschlages oder gar am Maximalertrag von Teil-
flächen mit höchster Bodenfruchtbarkeit orientiert, dann sind hohe Auswaschungsraten auf den Teil-
flächen mit hoher Auswaschungsgefährdung (flachgründige, grobtexturierte Böden) zu befürchten
9
.
Als Kriterium zur Beurteilung der Grundwassergefährdung wird die „Austauschhäufigkeit des Bo-
denwassers“ nach DBG (1992) herangezogen. Diese Methode wird vom LfUG auch bei der boden-
kundlichen Bewertung des standörtlichen Nitratverlagerungsrisikos im Rahmen von Ausweisungen
von Trinkwasserschutzgebieten genutzt (Seiffert & Tenholtern 1998). Bei Abweichungen der Auswa-
schungsgefährdung von Böden innerhalb eines Schlages um mehr als eine Gefährdungskategorie wird
empfohlen, den Schlag zu teilen.
9
Teilflächenspezifische Bewirtschaftung (Precision Farmings) ermöglicht es, Bewirtschaftungsmaßnahmen wie Aussaat,
Düngung und Pflanzenschutz den schlaginternen Standortheterogenitäten anzupassen und insofern auch dem Auswa-
schungsrisiko entgegenzuwirken. Diese Möglichkeiten und speziell die teilflächenspezifische N-Düngung befinden sich
jedoch derzeit noch weitgehend im Stadium der Erprobung und sind insofern noch nicht voll praxisreif (Breitschuh 1999).
Ferner wird aus der Erprobung der teilflächenspezifischen N-Düngung berichtet, dass Flächenraster unter 1 ha aus Praxis-
sicht nicht sinnvoll erscheinen (Steinmetz 1999); wenn sich bestätigt, dass unter Praxisbedingungen die minimale Teil-
schlaggröße bei über 1 ha liegen muss, dann wird ein Großteil der Vorteilswirkung des Precision Farmings allein deshalb
nicht realisiert werden können, da Bodenheterogenitäten häufig viel kleinräumiger sind.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
65
In der nachstehenden Tabelle werden die im Rahmen dieser Studie zu betrachtenden abiotischen Res-
sourcen sowie zugehörige Schutzaspekte und
Kriterien
aufgeführt.
Tab. 5.6:
Im Rahmen dieser Studie zu betrachtenden abiotischen Ressourcen sowie zugehörige
Schutzaspekte und Kriterien
zu schützende
Ressource
Schutzaspekt
Kriterien
Boden
Schutz vor Bodenerosion durch Wasser
Bodenabtrag (in Verbindung mit den be-
stimmenden Faktoren; vgl. Kap. 5.2.2)
Schutz vor Bodenerosion durch Wind
Erodierbarkeit und Vernässungsgrad des Bo-
dens
Flächenanteil an Landschaftsstrukturelemen-
te
Lage der Landschaftsstrukturelemente zur
Hauptwindrichtung
Abstand zwischen Windschutzstrukturen
Schutz vor Schadverdichtung
Verdichtungsempfindlichkeit bzw. schlagin-
terne Bodenkontraste
Schutz oberirdischer Gewässer vor Stoff-
einträgen
Bodenabtrag angrenzender Nutzflächen (ggf.
modifiziert durch Filterwirkungen gewässer-
naher Pufferbereiche)
Gewässer
Schutz des Grundwassers vor Nitrat-
einträgen
Austauschhäufigkeit des Bodenwassers bzw.
schlaginterne Bodenkontraste
5.2.2 Anwendungsmethoden
Grundsätzliche Vorbemerkung zur Modellierung von Wasser- und Stofflüssen:
Im Rahmen der Kriterienauswahl wurde des öfteren auf die Puffer- bzw. Filterleistung verschiedener
Landschaftsstrukturen im Hinblick auf erosionsbedingte Wasser- und Stoffflüsse hingewiesen. Bei der
Bodenerosion durch Wasser wurde die Versickerung von Oberflächenabfluss und die Sedimentation
des Bodenabtrags aus ackerbaulich genutzten Flächen in unterliegenden Strukturen wie extensives
Grünland, Landschaftsstrukturelemente (Hecken, Raine, Feldgehölze) oder Uferrandstreifen benannt.
Das komplexe Wirkungsgefüge bei Erosionsereignissen macht die Berücksichtigung vielfältiger Ein-
flussfaktoren notwendig. Insofern bietet sich prinzipiell die Verwendung geeigneter Erosionsmodelle
an, um die Ist-Situation beurteilen zu können und insbesondere um die Wirkung von Flurgestaltungs-
maßnahmen abschätzen zu können.
In Sachsen kommt das Modell EROSION 2D/3D (LfL/LfUG 1996) u.a. im Bereich der landwirt-
schaftlichen Anbauberatung durch die LfL zum Einsatz. Für diesen Anwendungsbezug steht ein um-
fangreicher Parameterkatalog zur Verfügung, der eine problemorientierte Beratung der Landwirte er-
möglicht.
Für die Modellierung der Puffer- und Filterwirkungen von den oben genannten Landschaftsstrukturen
drängt es sich daher auf, ebenfalls auf das Modell E2D/E3D zurückzugreifen. Dazu wurden vom Auf-
tragnehmer umfangreiche Testsimulationen durchgeführt; die Modellberechnungen zur Puffer-
/Filterwirkung der Landschaftsstrukturen wurden mit dem Auftraggeber und den Modellentwicklern
diskutiert.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
66
Als Ergebnis der Testsimulationen und der Diskussionen mit dem Auftraggeber lässt sich festhalten,
dass der Parameterkatalog des Modells E2D/E3D bisher keine ausreichenden Angaben zur Paramete-
risierung des Einflusses der Landschaftsstrukturen auf die Wassererosion macht, folglich die Modell-
ergebnisse für diese Anwendungsbereiche nicht ausreichend valide sind. Insofern erscheint es gerecht-
fertigt, die Gestaltungsmaßnahmen hinsichtlich der Landschaftsstruktur anhand von Expertenwissen
verbal-argumentativ abzuleiten und zu begründen.
5.2.2.1 Bodenerosion
Vielfältige Faktoren steuern das Erosionsgeschehen. Die abiotischen Einflussgrößen, welche im direk-
ten oder indirekten Zusammenhang mit der Flurnutzung und –gestaltung stehen, werden in Kap. 3.1
beschrieben, so dass hier nicht näher darauf eingegangen wird. Vor dem Hintergrund der spezifischen
Interessen des Vorhabens sei jedoch noch mal auf die Bedeutung der Flurgestaltung hingewiesen;
gliedernde Elemente wie z.B. Ackerraine, Ackerterrassen, Feldgehölze und eine Wechselfolge von
Acker- und Grünlandflächen können Bodenerosion vermeiden bzw. verringern helfen, indem zum ei-
nen die erosionswirksame Hanglänge begrenzt wird und zum anderen Oberflächenabfluss von land-
wirtschaftlich genutzten Flächen in diesen Strukturelementen aufgrund deren hohen Infiltrationsleis-
tung wieder zur Versickerung kommt. Bei Winderosion vermindern die Landschaftsstrukturelemente
die Windgeschwindigkeit und senken somit auch das Erosionsrisiko.
Um Anhaltspunkte für landschaftsökologisch maximal tolerierbare Ackerschlaggrößen bzw. Hanglän-
gen zu erhalten, bietet sich der Einsatz von Modellen an. Dabei müssen Modelle bestimmte Anforde-
rungen erfüllen, damit hinreichend genaue Aussagen für den Vollzug gemacht werden können:
Modelle müssen problemadäquate Ergebnisse liefern.
Wesentliche Einflussfaktoren müssen hinreichend genau abgebildet werden.
Ausreichende Erfahrungen mit den Modellen müssen vorliegen.
Eingangsdaten müssen verfügbar sein.
Diese Anforderungen können gleichermaßen von empirischen und von physikalisch begründeten Mo-
dellen erfüllt werden. Für die Zielsetzung dieser Studie kommen grundsätzlich die Allgemeine Boden-
abtragsgleichung (ABAG) (Schwertmann et al. 1990, Feldwisch et al. 1998) und Erosion 2D (E2D)
(LFL/LfUG 1996) in Frage
10
.
Nach Abwägung fachlicher und pragmatischer Argumente wird die
ABAG
eingesetzt, um land-
schaftsökologisch maximal vertretbare Hanglängen abzuleiten.
Im Folgenden wird die ABAG kurz charakterisiert. Die Gleichung lautet:
A = R . K . L . S . C . P
A = langjähriger mittlerer Bodenabtrag (t/(ha.a))
R = Regen- und Oberflächenabflussfaktor (N/(h.a)); Maß für die regionale Erosionskraft der Niederschläge ei-
nes Jahres
K = Bodenerodierbarkeitsfaktor [(t/(ha.a))/(N/(h.a))]; jährlicher Abtrag eines bestimmten Bodens je R-Einheit
auf einem Standardhang (22 m lang, 9 % Gefälle, Schwarzbrache)
10
Erosion 3D ist als dreidimensionales Modell nur sinnvoll für konkrete Flächen einsetzbar; Abstraktionen bzw. Typisierun-
gen, wie sie für einen allgemein gültigen Kriterienkatalog für ganz Sachsen vorzunehmen sind, können mit Erosion 3D
nicht vorgenommen werden.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
67
L = Hanglängenfaktor (dimensionslos); Verhältnis zwischen Abtrag eines beliebig langen Hangs zu Abtrag des
Standardhangs mit 22 m Länge
11
S = Hangneigungsfaktor (dimensionslos); Verhältnis zwischen Abtrag eines beliebig steilen Hangs zu Abtrag
des Standardhangs mit 9 % Gefälle
C = Bedeckungs- und Bearbeitungsfaktor (dimensionslos); Verhältnis zwischen Abtrag eines Hangs mit belie-
biger Bewirtschaftung zu Abtrag des Standardhangs unter Schwarzbrache
P = Erosionschutzfaktor (dimensionslos); Verhältnis zwischen Abtrag eines Hangs mit speziellen Erosions-
schutzmaßnahmen zu Abtrag des Standardhangs mit Bearbeitung in Gefällerichtung und ohne Schutzmaß-
nahmen
Der Bodenabtrag (A) stellt den langjährigen mittleren Bodenabtrag in einer Fruchtfolge bezogen auf
ein Jahr dar. Da der jährliche Bodenabtrag witterungsbedingten Schwankungen unterliegt, ist der ge-
schätzte Bodenabtrag als Mittelwert einer Zeitspanne von 15 bis 20 Jahren anzusehen (Wischmeier &
Smith 1978, Auerswald 1991).
Vom Landwirt nicht beeinflussbar sind der Regen- und Oberflächenabflussfaktor (R), die Bodenero-
dierbarkeit (K) und der Hangneigungsfaktor (S). Diese Faktoren bestimmen das standörtliche Erosi-
onsrisiko.
Zu den vom Landwirt beeinflussbaren Faktoren gehören der Bedeckungs- und Bearbeitungsfaktor (C),
der Erosionsschutzfaktor (P) sowie der Hanglängenfaktor (L). Mit diesen Faktoren bestimmt der
Landwirt die bewirtschaftungsabhängige Erosionsgefahr. Beispielsweise kann der Landwirt erosions-
mindernde Bewirtschaftungsmaßnahmen ergreifen, so dass der C-Faktor reduziert wird. Oder der
Landwirt kann bei vorgegebener Flureinteilung durch Unterteilung einer Bewirtschaftungseinheit in
zwei oder mehr Teilschläge die erosionswirksame Hanglänge und somit den L-Faktor verringern.
Zur Orientierung werden in der nachstehenden Tabelle die Schwankungsamplituden der einzelnen
Faktoren aufgeführt.
Tab. 5.7: Einflussfaktoren der Erosionsgefahr und deren Wertebereiche
Einflussfaktoren der Erosionsgefahr
vom Landwirt nicht beeinflussbare Faktoren
= standörtliche Erosionsgefahr
Schwankungsbreite
R
20 – 160
K
0,05 – 1,0
S
0,06 – 3,65
vom Landwirt beeinflussbare Faktoren
= bewirtschaftungsabhängige Erosionsgefahr
Schwankungsbreite
L
1 – 8
C
0,02 - 0,4
P
0,3 - 1,0
Die Schwankungsbreite gibt Minimum- und Maximumwerte für ver-
breitete ackerbauliche Nutzung in Deutschland an.
11
Hanglänge = Hanglänge in Richtung des größten Gefälles, also rechtwinklig zu Höhenlinien. Diese Hanglänge weicht also
durchaus von der längsten Schlagkante (= Schlaglänge) ab. Die Hanglänge wird immer bis zu der Geländestelle ermittelt,
bei der Sedimentation einsetzt. Insofern ist die Hanglänge ggf. über Schlaggrenzen hinweg zu ermitteln, wenn zwischen
benachbarten Schlägen keine Sedimentation auftritt.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
68
Um Aussagen zur Gestaltung von Ackerschlägen und speziell zu landschaftsökologisch vertretbaren
Hanglängen machen zu können, wird die ABAG nach L aufgelöst und ein Schwellenwert für nicht zu
überschreitende Bodenabträge eingeführt. Die Ergebnisse werden in Tabellenwerken
„Maximale
Hanglängen“
dokumentiert.
In Tabelle 5.9 werden Anhaltswerte für landschaftökologisch maximal tolerierbare Hanglängen aufge-
führt. Für 6 verschiedene C-Faktoren zwischen 0,03 bis 0,3 liegen jeweils getrennte Tabellen vor.
Durch Variation der bestimmenden Faktoren der Bodenerosion wird die Planung in die Lage versetzt,
entsprechend den standörtlichen Bedingungen und der vorherrschenden Bodennutzung im Planungs-
raum angepasste Anhaltswerte für die maximal zu tolerierenden Hanglängen aus der Tabelle abzule-
sen. Dabei helfen die nachstehenden Erläuterungen und Anwendungshilfen.
Die Winderosion, welche in den nördlichen Tieflandbereichen des Freistaates Sachsen auftritt, wird
durch folgende Faktoren beeinflusst (vgl. Breburda 1983, Deumlich & Frielinghaus 1994, Frielinghaus
et al. 1997, 1998):
Windgeschwindigkeit
Windoffenheit der Landschaft
Erodierbarkeit der Bodenart durch Wind
Vernässungsgrad des Bodens
Bodenbedeckung
Schwellenwerte der Winderosion:
Windgeschwindigkeit:
> 8 m/s, gemessen in 10 m Höhe
Erodierbarkeit der Bodenart:
bevorzugt Feinstsand und degradierte Moorböden
Windoffenheit:
> 300 m Abstand zwischen den Windhindernissen, gemessen quer zur
Hauptwindrichtung
Bodenbedeckung:
< 30 %

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
69
Erläuterungen zur Tabelle 5.9 „Maximale Hanglängen“
Den Tabellenwerten liegt die Systematik der Allgemeinen Bodenabtragsgleichung (ABAG) zugrunde (vgl.
Schwertmann et al. 1990, Feldwisch et al. 1998). Durch Verknüpfung der erosionsbestimmenden Faktoren
Erosivität des Niederschlags (R-Faktor),
Erodierbarkeit des Bodens (K-Faktor),
Einfluss der Hangneigung (S-Faktor) und
Einfluss der Fruchtfolge, Bodenbedeckung und Bodenbearbeitung (C-Faktor; vgl. Tab. 5.8)
kann die maximal tolerierbare Hanglänge berechnet werden. Dazu muss ein Bodenabtrag als Schwellenwert ge-
setzt werden, der nicht überschritten werden darf. Dieser Schwellenwert wird hier in Anlehnung an LfUG (2000)
auf 3 t/(ha⋅a) festgesetzt
1
.
Der S-Faktor (nach Feldwisch 1995) ist in der Tabelle nicht gesondert ausgewiesen, statt dessen werden zur ein-
facheren Orientierung das Gefälle in Prozentwerten angegeben.
Beschränkungen hinsichtlich der Interpretation der Tabellenwerte:
1.
Die Anhaltswerte zu maximal tolerierbaren Hanglängen gelten nur bei sogenanntem flächenhaften Bodenab-
trag. Darunter wird die Bodenerosion verstanden, die durch quasi flächenhaften Oberflächenabfluss hervor-
gerufen wird. Im Gegensatz dazu vermag die ABAG nicht den Bodenabtrag durch ausgeprägte lineare Ero-
sionen abzuschätzen, welche durch konvergierenden (in wenigen Abflussbahnen zusammenfließenden) O-
berflächenabfluss ausgelöst werden.
Ausgeprägte lineare Bodenerosionsformen treten in Abhängigkeit von den standörtlichen Bedingungen und
den Bewirtschaftungsmaßnahmen in der Regel nach 100 bis 300 m Hanglänge auf. Anhaltspunkte dafür,
dass ausgeprägte lineare Bodenerosionsformen auftreten können sind z.B. Hangmulden, also Geländefor-
men, in denen der Oberflächenabluss zusammenfließt und dort tiefe Rinnen, Gräben oder gar Gullies verur-
sacht. Liegen solche Anhaltspunkte vor, dann sind die in den Tabellen aufgeführten maximalen Hanglängen
deutlich zu unterschreiten
2
.
2.
Die in den Tabellen aufgeführten maximal tolerierbaren Hanglängen sind auf keinen Fall exakt einzuhalten,
sondern nach Maßgabe des Einzelfalls zu interpretieren; sie können zur Identifikation von besonderen Prob-
lemflächen herangezogen werden, auf denen prioritär Maßnahmen zur Begrenzung der Schlaggröße bzw. –
länge durchzuführen sind.
3.
Die Anwendung der ABAG bei Hanglängen > 120 – 300 m (je nach Ausgangslage des betrachteten Hangs)
ist eine Extrapolation über die empirisch zugrunde liegende Datenbasis hinaus. Insofern dürfen die An-
haltswerte im wahrsten Sinne des Wortes nur als Anhaltswerte interpretiert werden
3
.
4.
Die Anhaltswerte gelten nur für gestreckte Hänge. Liegen konkave oder konvexe Hangformen vor, dann
sind Zu- bzw. Abschläge notwendig. Bei konkaven Hängen können die tolerierbaren Hanglängen unter Be-
achtung der anderen Einschränkungen erhöht, bei konvexen Hängen müssen sie verringert werden.
Fachliche Erläuterungen der Berechnungsschritte:
S-Faktor und Hanglängenexponent „m“ sind entsprechend den Untersuchungen von Feldwisch (1995) berechnet,
weichen also von den Angaben nach Schwertmann et al. (1990) ab.
Der P-Faktor wird nicht näher betrachtet, sondern pauschal gleich 1 gesetzt. Diese Vorgehensweise begründet
sich wie folgt: Der P-Faktor beschreibt insbesondere den Einfluss der Konturbearbeitung, die jedoch eine gerin-
ge Praxisrelevanz hat.
Bei der multiplikativen Verknüpfung der Faktoren wurden immer die angegebenen Faktorwerte zugrunde gelegt;
im Falle der fünf berücksichtigten R-Faktorklassen jeweils der obere Grenzwert, das heißt also 20, 40, 60, 80
und 100.
Die ausgewiesenen maximalen Hanglängen sind auf 10 m gerundet. Rechnerische Werte größer 500 m sind aus
fachlichen Gesichtspunkten auf 500 m festgesetzt worden (vgl. Ausführungen zu Punkt 3).
1
Die Diskussion zu „tolerierbaren Bodenabträgen“ hat in der Fachöffentlichkeit noch zu keinem allgemein akzeptierten Ergebnis geführt.
Insofern muss pragmatisch ein Schwellenwert gesetzt werden. Vgl. auch Ausführungen in 9.2.3.1.
2
Will man die lineare Erosion mit berücksichtigen, dann sind dazu dreidimensionale Abschätzungen notwendig, die einen konkreten
Raumbezug, insbesondere zum Relief unabdingbar machen. Dreidimensionale Betrachtungen stellen jedoch immer Einzelfälle dar, so
dass sich dafür keine Anhaltswerte formulieren lassen.
3
Diese Beschränkung gilt letztlich für alle zur Zeit verfügbaren Erosionsmodelle, auch für E2D/E3D. Denn auch die Erosionsmodelle, die
prozessorientiert den Bodenabtrag berechnen, greifen mehr oder weniger auf empirisch ermittelte Faktoren zurück, die in der Regel auf
Parzellen mit Längen deutlich unter 100 m erhoben wurden.
Anwendungshilfen zur Tabelle 5.9 „Maximale Hanglängen“

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
70
Insgesamt liegen 6 Tabellen zu maximalen Hanglängen vor, die jeweils für verschiedene C-Faktoren gültig sind.
Insofern muss zuerst der für den Betrachtungsraum anzusetzende C-Faktor bestimmt werden.
1. Arbeitsschritt: Bestimmen des Einflusses der Fruchtfolge, Bodenbedeckung und Bodenbearbeitung (C-
Faktor)
Bestimmen Sie, welche Fruchtfolgen und Bodenbarbeitungsverfahren im zu betrachtenden Landschaftsaus-
schnitt vorherrschen (Informationen von Landwirten oder von zuständigen landwirtschaftlichen Beratern). Ori-
entieren Sie sich bei der Ermittlung des C-Faktors an den Fruchtfolgesystemen (vgl. Schwertmann et al. 1990,
Feldwisch et al. 1998); es interessiert vor allem der Anteil an Getreide- und Hackfüchten an der Fruchtfolgerota-
tion und das Bodenbearbeitungsverfahren. Lesen Sie den anzusetzenden C-Faktor aus der unten stehenden Ta-
belle 5.8 bzw. aus Tabellenwerken der Fachliteratur ab und gehen in die entsprechende Tabelle „Maximale
Hanglängen“.
2. Arbeitsschritt: Bestimmen der Erosivität des Niederschlags (R-Faktor)
Berechnen Sie den gebietsspezifischen R-Faktor mit der nachstehenden Gleichung und ordnen Sie das Gebiet
einer R-Faktorgruppe in der Tabelle zu.
R = -50,03 + 0,2755 * Sommerniederschlag (in mm)
Die Werte zum Sommerniederschlag (Summe Niederschlag von Mai bis Oktober) können dem Klima-Atlas der
DDR oder alternativ Seiffert & Tenholtern (1998) entnommen werden. Hilfe bei der Ermittlung der R-Faktoren
bieten auch die Untersuchungen von Sauerborn (1994) und Saupe (1985).
3. Arbeitsschritt: Bestimmen der Erodierbarkeit des Bodens (K-Faktor)
Ermitteln Sie die Erodierbarkeit des Bodens. Dazu stehen Ihnen unterschiedliche Hilfen zur Verfügung.
a) K-Faktor-Nomogramm (vgl. Schwertmann et al. 1990, Feldwisch et al. 1998)
b) Zuordnung der Erodierbarkeit nach Klassenbeschrieben der Bodenschätzung (vgl. Bodenatlas des
Freistaates Sachsen in Verbindung mit den schlagspezifischen Bodenschätzungsergebnissen)
c) Bodenkonzeptkarte des LfUG
(Zur groben Orientierung (Anhaltspunkte für ein sachsenweites Screening) bietet sich der Bodenatlas des Frei-
staates Sachsen (Teil 2: Standörtliche Verhältnisse und Bodennutzung, Abb. 21, S. 37) an; jedoch sind die ge-
meindebezogenen Angaben der Erodierbarkeit nicht ausreichend genau für die Gestaltung von Ackerschlägen.)
4. Arbeitsschritt: Bestimmen der Hangneigung in %
Bestimmen Sie die durchschnittliche Hangneigung mit Hilfe ggf. vorliegender digitaler Geländemodelle oder
lesen Sie die gemeindespezifische mittlere Hangneigung aus der Abb. 19, S. 33, des „Bodenatlases des Freistaa-
tes Sachsen, Teil 2 Standörtliche Verhältnisse und Bodennutzung“ ab. Die im Bodenatlas ausgewiesenen Win-
kelgrade entsprechen in etwa dem doppelten Gefällewert in %. Exakter ist die Umrechnung der Winkelwerte in
%-Hangneigung, in dem der Tangenz des Winkelgrads berechnet wird [Gefälle in % = TAN (Winkelgrad)].
5. Arbeitsschritt: Ablesen der maximal tolerierbaren Hanglänge
Nach dem Sie die bestimmenden Faktoren ermittelt haben, können Sie den Anhaltswert zu landschaftsökolo-
gisch maximal tolerierbaren Hanglängen aus den entsprechenden Tabellen ablesen. Bitte Beachten Sie das Lese-
beispiel.
Nullwerte in der Tabelle weisen auf sehr stark erosionsgefährdete Faktorenkombinationen hin, die landschafts-
ökologisch nicht toleriert werden können.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
71
Tab. 5.8:
C-Faktoren für häufige Fruchtfolgen
(Feldwisch et al. 1998)
1. Fruchtfolgen mit 100% Getreide
Konventionell
1)
Konservierend
2)
Direktsaat
3)
0,10 0,04 0,03
2. Raps-Getreidefruchtfolgen: Rapsanteil 25 - 33%
Konventionell
1)
Konservierend
2)
Direktsaat
3)
0,08 0,04 0,03
3. Kartoffeln- bzw. ZR-Getreidefruchtfolgen
Hackfrucht Konventionell
1)
Konservierend
2),4)
Direktsaat
3),5)
<25 %
0,11
0,08/0,04
0,03
25 %
0,12
0,08/0,04
0,03
33 %
0,14
0,08/0,05
0,04
40 %
0,16
0,08/0,05
0,04
4. Mais-Getreidefruchtfolgen
Maisanteil Konventionell
1)
Konservierend
2),4)
Direktsaat
3)
<25 %
0,12
0,08/0,04
0,03
25 %
0,13
0,08/0,04
0,03
33 %
0,16
0,08/0,05
0,04
40 %
0,22
0,08/0,05
0,04
50 %
0,28
0,08/0,05
0,05
66 %
0,40
0,10/0,08
6)
0,06
5. Fruchtfolgen mit mehreren Hackfruchtgliedern und 50 % Getreide
7)
a) Fruchfolgen mit ZR und Kartoffeln
7)
Konventionell
1)
Konservierend
2),4)
Direktsaat
3),5)
0,20 0,08/0,05 0,05
b) Fruchtfolgen mit Mais und ZR oder Kartoffeln
7)
Maisanteil Konventionell
1)
Konservierend
2),4)
Direktsaat
3),5)
<25 %
0,20
0,08/0,05
0,05
25 %
0,20
0,08/0,05
0,05
33 %
0,23
0,08/0,05
0,05
40 %
0,24
0,08/0,05
0,05
6. Ackerfutter-Getreidefruchtfolgen mit mehrjährigen Futterpflanzen
(25 - 50% Klee, Kleegras, Luzerne)
Futterpflan-
zenanteil
Konventionell
1)
Konservierend
2)
Direktsaat
3)
25 %
0,05
0,03
0,02
33 %
0,03
0,02
0,01
50 %
0,02
0,01
0,01
Erläuterungen:
1)
Nach der Ernte verbleiben keine oder
sehr wenig Ernterückstände auf der
Bodenoberfläche und die Zeit zwi-
schen wendender Bodenbearbeitung
und Aussaat der Folgefrucht ist lang
(z.B. frühe Sommerfurche oder Schä-
len ohne Zwischenfruchtanbau). Zwi-
schenfrüchte, die eingearbeitet wer-
den, bewirken keine Änderung des C-
Faktors.
2)
Nach der Ernte verbleiben die Ernte-
rückstände auf der Bodenoberfläche
oder werden nur oberflächlich flach
eingearbeitet. Eine evtl. Zwischen-
frucht wird in ein rauhes, mit Rück-
ständen bedecktes Saatbett gesät.
Steht in der Fruchtfolge eine Somme-
rung, dann erfolgt eine Sommerfurche
mit anschließender Zwischen-
fruchtaussaat zur Vorbereitung des
Mulchsaatverfahrens für die Somme-
rung. Der Zeitraum zwischen wen-
dender Bodenbearbeitung und Aussaat
der Folgefrucht/Zwischenfrucht ist
kurz (< 1 Woche).
3)
Es erfolgt keinerlei Bodenbearbeitung.
Die Aussaat erfolgt mit Direktsaatma-
schinen.
4)
Die Zwischenfrucht wird vor der Aus-
saat der Sommerungen oberflächlich
eingearbeitet (linke Werte) bzw.
Sommerungen werden im Mulchsaat-
verfahren ausgesät (rechte Werte).
5)
Gilt nur für ZR-Fruchtfolgen, da bei
Kartoffeln keine Direktsaat möglich.
6)
Nur mit Untersaat im Mais realisier-
bar.
7)
Liegt der Getreideanteil bei kleiner
oder größer 50 %, so sind die C-
Faktoren je nach Hackfrucht nach
Punkt 3. oder 4. zu ermitteln. Über-
wiegt bei dem Hackfruchtanteil der
Mais, so sind die übrigen Hackfrucht-
anteile dem Mais hinzuzurechnen.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
72
Tab. 5.9:
Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren Hanglängen (m)
(Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt beachten!)
C-Faktor = 0,03
R-Faktor
C-Faktor
K-Faktor
Gefälle (%)
20
40
60
80
100
C = 0,03
K = 0,2 2 500 500 500 500 500
4 500 500 500 500 500
6 500 500 500 500 500
8 500 500 500 500 500
10 500 500 500 500 400
12 500 500 500 360 240
14 500 500 410 240 160
16 500 500 290 170 120
18 500 440 220 130 90
K = 0,3
2
500
500
500
500
500
4
500
500
500
500
500
6
500
500
500
500
500
8
500
500
500
500
330
10
500
500
490
280
180
12
500
500
290
170
110
14
500
410
190
110
80
16
500
290
140
80
60
18
500
220
110
60
40
K = 0,4 2 500 500 500 500 500
4 500 500 500 500 500
6 500 500 500 500 400
8 500 500 500 290 180
10 500 500 280 160 100
12 500 360 170 100 70
14 500 240 110 70 50
16 500 170 80 50 30
18 440 130 60 40 30
K = 0,5
2
500
500
500
500
500
4
500
500
500
500
500
6
500
500
500
400
240
8
500
500
330
180
120
10
500
400
180
100
70
12
500
240
110
70
40
14
500
160
80
50
30
16
400
120
60
30
20
18
300
90
40
30
20
K = 0,6 2 800 800 800 800 800
4 800 800 800 800 550
6 800 800 500 260 160
8 800 520 230 130 80
10 800 280 130 70 50
12 620 170 80 50 30
14 410 110 50 30 20
16 290 80 40 20 20
18 220 60 30 20 10
Lesebeispiel
: Gegeben ist C = 0,03, R =
60, K = 0,5 und Gefälle = 8 %; dann darf eine maximale Hanglänge von 330 m nicht
überschritten werden. Die Beschränkungen hinsichtlich der Tabellenwerte sind zu beachten!

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
73
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren Hanglängen (m)
(Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt beachten!)
C-Faktor = 0,05
R-Faktor
C-Faktor
K-Faktor
Gefälle (%)
20
40
60
80
100
C = 0,05
K = 0,2
2
500
500
500
500
500
4 500 500 500 500 500
6 500 500 500 500 500
8 500 500 500 420 270
10 500 500 400 230 150
12 500 500 240 140 90
14 500 340 160 90 60
16 500 240 120 70 50
18 500 180 90 50 40
K = 0,3
2
500
500
500
500
500
4
500
500
500
500
500
6
500
500
500
400
240
8
500
500
330
180
120
10
500
400
180
100
70
12
500
240
110
70
40
14
500
160
80
50
30
16
400
120
60
30
20
18
300
90
40
30
20
K = 0,4 2 500 500 500 500 500
4 500 500 500 500 420
6 500 500 400 210 130
8 500 420 180 100 60
10 500 230 100 60 40
12 500 140 70 40 20
14 340 90 50 30 20
16 240 70 30 20 10
18 180 50 30 20 10
K = 0,5
2
500
500
500
500
500
4
500
500
500
420
240
6
500
500
240
130
80
8
500
270
120
60
40
10
500
150
70
40
20
12
340
90
40
20
20
14
220
60
30
20
10
16
160
50
20
10
10
18
120
40
20
10
10
K = 0,6 2 500 500 500 500 500
4 500 500 500 260 150
6 500 400 160 80 50
8 500 180 80 40 30
10 400 100 50 30 20
12 240 70 30 20 10
14 160 50 20 10 10
16 120 30 20 10 10
18 90 30 10 10 10

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
74
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren Hanglängen (m)
(Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt beachten!)
C-Faktor = 0,1
R-Faktor
C-Faktor
K-Faktor
Gefälle (%)
20
40
60
80
100
C = 0,1
K = 0,2
2
500
500
500
500
500
4 500 500 500 500 420
6 500 500 400 210 130
8 500 420 180 100 60
10 500 230 100 60 40
12 500 140 70 40 20
14 340 90 50 30 20
16 240 70 30 20 10
18 180 50 30 20 10
K = 0,3
2
500
500
500
500
500
4
500
500
500
260
150
6
500
400
160
80
50
8
500
180
80
40
30
10
400
100
50
30
20
12
240
70
30
20
10
14
160
50
20
10
10
16
120
30
20
10
10
18
90
30
10
10
10
K = 0,4 2 500 500 500 500 500
4 500 500 260 120 70
6 500 210 80 40 30
8 420 100 40 20 20
10 230 60 30 20 10
12 140 40 20 10 10
14 90 30 10 10 10
16 70 20 10 10 0
18 50 20 10 0 0
K = 0,5
2
500
500
500
500
380
4
500
420
150
70
40
6
500
130
50
30
20
8
270
60
30
20
10
10
150
40
20
10
10
12
90
20
10
10
0
14
60
20
10
10
0
16
50
10
10
0
0
18
40
10
10
0
0
K = 0,6 2 500 500 500 440 200
4 500 260 90 40 20
6 400 80 30 20 10
8 180 40 20 10 10
10 100 30 10 10 0
12 70 20 10 0 0
14 50 10 10 0 0
16 30 10 0 0 0
18 30 10 0 0 0

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
75
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren Hanglängen (m)
(Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt beachten!)
C-Faktor = 0,15
R-Faktor
C-Faktor
K-Faktor
Gefälle (%)
20
40
60
80
100
C = 0,15
K = 0,2
2
500
500
500
500
500
4 500 500 500 260 150
6 500 400 160 80 50
8 500 180 80 40 30
10 400 100 50 30 20
12 240 70 30 20 10
14 160 50 20 10 10
16 120 30 20 10 10
18 90 30 10 10 10
K = 0,3
2
500
500
500
500
500
4
500
500
190
90
50
6
500
160
60
30
20
8
330
80
30
20
10
10
180
50
20
10
10
12
110
30
10
10
10
14
80
20
10
10
0
16
60
20
10
0
0
18
40
10
10
0
0
K = 0,4 2 500 500 500 440 200
4 500 260 90 40 20
6 400 80 30 20 10
8 180 40 20 10 10
10 100 30 10 10 0
12 70 20 10 0 0
14 50 10 10 0 0
16 30 10 0 0 0
18 30 10 0 0 0
K = 0,5
2
500
500
500
200
90
4
500
150
50
20
10
6
240
50
20
10
10
8
120
30
10
10
0
10
70
20
10
0
0
12
40
10
10
0
0
14
30
10
0
0
0
16
20
10
0
0
0
18
20
10
0
0
0
K = 0,6 2 500 500 290 100 50
4 500 90 30 20 10
6 160 30 10 10 0
8 80 20 10 0 0
10 50 10 10 0 0
12 30 10 0 0 0
14 20 10 0 0 0
16 20 0 0 0 0
18 10 0 0 0 0

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
76
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren Hanglängen (m)
(Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt beachten!)
C-Faktor = 0,2
R-Faktor
C-Faktor
K-Faktor
Gefälle (%)
20
40
60
80
100
C = 0,2
K = 0,2
2
500
500
500
500
500
4 500 500 260 120 70
6 500 210 80 40 30
8 420 100 40 20 20
10 230 60 30 20 10
12 140 40 20 10 10
14 90 30 10 10 10
16 70 20 10 10 0
18 50 20 10 0 0
K = 0,3
2
500
500
500
440
200
4
500
260
90
40
20
6
400
80
30
20
10
8
180
40
20
10
10
10
100
30
10
10
0
12
70
20
10
0
0
14
50
10
10
0
0
16
30
10
0
0
0
18
30
10
0
0
0
K = 0,4 2 500 500 440 160 70
4 500 120 40 20 10
6 210 40 20 10 10
8 100 20 10 10 0
10 60 20 10 0 0
12 40 10 0 0 0
14 30 10 0 0 0
16 20 10 0 0 0
18 20 0 0 0 0
K = 0,5
2
500
500
200
70
30
4
420
70
20
10
10
6
130
30
10
10
0
8
60
20
10
0
0
10
40
10
0
0
0
12
20
10
0
0
0
14
20
10
0
0
0
16
10
0
0
0
0
18
10
0
0
0
0
K = 0,6
2
500
440
100
40
20
4 260 40 20 10 0
6 80 20 10 0 0
8 40 10 0 0 0
10 30 10 0 0 0
12 20 0 0 0 0
14 10 0 0 0 0
16 10 0 0 0 0
18 10 0 0 0 0

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
77
Tab. 5.9 (Fortsetzung): Anhaltswerte zu landschaftsökologisch maximal tolerierbaren Hanglängen (m)
(Erläuterungen und Anwendungshilfen bitte unbedingt beachten!)
C-Faktor = 0,3
R-Faktor
C-Faktor
K-Faktor
Gefälle (%)
20
40
60
80
100
C = 0,3
K = 0,2
2
500
500
500
440
200
4 500 260 90 40 20
6 400 80 30 20 10
8 180 40 20 10 10
10 100 30 10 10 0
12 70 20 10 0 0
14 50 10 10 0 0
16 30 10 0 0 0
18 30 10 0 0 0
K = 0,3
2
500
500
290
100
50
4
500
90
30
20
10
6
160
30
10
10
0
8
80
20
10
0
0
10
50
10
10
0
0
12
30
10
0
0
0
14
20
10
0
0
0
16
20
0
0
0
0
18
10
0
0
0
0
K = 0,4
2
500
440
100
40
20
4 260 40 20 10 0
6 80 20 10 0 0
8 40 10 0 0 0
10 30 10 0 0 0
12 20 0 0 0 0
14 10 0 0 0 0
16 10 0 0 0 0
18 10 0 0 0 0
K = 0,5
2
500
200
50
20
10
4
150
20
10
0
0
6
50
10
0
0
0
8
30
10
0
0
0
10
20
0
0
0
0
12
10
0
0
0
0
14
10
0
0
0
0
16
10
0
0
0
0
18
10
0
0
0
0
K = 0,6
2
500
100
20
10
0
4 90 20 10 0 0
6 30 10 0 0 0
8 20 0 0 0 0
10 10 0 0 0 0
12 10 0 0 0 0
14 10 0 0 0 0
16 0 0 0 0 0
18 0 0 0 0 0

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
78
Wird anhand der vorstehenden Tabellenwerke festgestellt, dass unter den standörtlichen Bedingungen
und der Bodennutzung die aktuellen Hang- bzw. Schlaglängen die Anhaltswerte nicht überschreiten,
dann ist unter Berücksichtigung der aufgeführten Anwendungsbeschränkungen der Tabellenwerte von
keiner maßgeblichen Beeinträchtigung des Naturhaushaltes auszugehen. Insofern sind aus Sicht des
Erosionsschutzes keine stärkeren Strukturierungen des betrachteten Landschaftsausschnittes zwingend
notwendig.
Liegen die aktuellen Schlaglängen über den Anhaltswerten der Tabellenwerke, dann ist von einer
landschaftsökologisch nicht mehr zu tolerierenden Bodenveränderung durch Erosion auszugehen.
Maßnahmen zur Begrenzung des Bodenabtrags sind zu ergreifen. Dazu bieten sich grundsätzlich zwei
Möglichkeiten an:
1. Der Flächenbewirtschafter passt die Bodennutzung an die Standortbedingungen so an, bis ein C-
Faktor erreicht wird, der bei aktueller Hang- bzw. Schlaglänge zu keiner Überschreitung des tole-
rierbaren Bodenabtrags führt; diese Situation ist in den Tabellen daran erkennbar, dass die ange-
gebenen maximalen Hanglängen über den aktuellen Hanglängen liegen.
2. Ist der Flächenbewirtschafter nicht in der Lage (aus betriebswirtschaftlichen und / oder agrarpoli-
tischen Bedingungen) seine Bodennutzung entsprechend anzupassen, dann muss die Hanglänge
verkürzt werden. Dazu bieten die Tabellen situationsangepasste Anhaltswerte.
Die Verkürzung der Schlaglänge ist durch Landschaftsstrukturelemente wie Hecken oder auch durch
Wege und Gräben möglich. Wesentlich für die Entscheidung sind die örtlichen Bedingungen und die
landschaftsökologischen Anforderungen des Gewässerschutzes sowie des Arten- und Biotopschutzes.
Die Wirksamkeit solcher Maßnahmen zur Schlagunterteilung ist sicherzustellen, das heißt der gesamte
Oberflächenabfluss der oberhalb des neu zu etablierenden Strukturelements liegenden Ackerfläche
muss vollständig in diesem Strukturelement zur Versickerung gelangen. Ansonsten besteht die Gefahr,
dass unterhalb dieses neuen Strukturelements der Bodenabtrag erhöht wird. Entsprechendes gilt für
neu anzulegende Wege bzw. Gräben; sie müssen in der Lage sein, den eintretenden Oberflächenab-
fluss schadlos abzuführen oder zurückzuhalten. Die Maßgaben der Richtlinien zum ländlichen Wege-
bau sind zu berücksichtigen.
5.2.2.2 Bodenschadverdichtung
Die Empfindlichkeit der Böden gegenüber Schadverdichtungen lässt sich näherungsweise mit Hilfe
der MMK ableiten
12
. So weisen die Standortregionaltypen charakteristische Unterschiede in der Ver-
dichtungsempfindlichkeit (Pv) auf (Bosch & Partner 2000), für die ein Bewertungsschema für die Be-
fahrbarkeit bzw. Schadverdichtungsgefahr vorliegt (Abb. 5.3). Es werden 5 Klassen der Beeinträchti-
gung der Befahrbarkeit bzw. der Schadverdichtungsgefahr von sehr gering bis sehr hoch unterschie-
den.
Weicht die Schadverdichtungsgefährdung der Böden eines Schlages um mehr als ein Stufe voneinan-
der ab (∆ Pv > 1), dann sollten Schlaggestaltungsmaßnahmen zur Verringerung der schlaginternen
Bodenkontraste vorgesehen werden.
12
Dem Auftragnehmer ist bewusst, dass der Maßstab von 1:25 000 der Arbeitskarten der MMK an sich zu klein ist, um dar-
aus schlagkonkrete Aussagen ableiten zu können. Der Rückgriff auf die MMK erfolgt im Rahmen dieses Vorhabens einzig
und allein vor dem Hintergrund fehlender digitaler und gleichzeitig großmaßstäbiger Kartenwerke zum Boden. Die derzeit
in Angriff genommene Digitalisierung der Bodenschätzungsdaten im Maßstab 1:5 000 wird zukünftig eine bessere Daten-
grundlage liefern, an die auch eine Abschätzung der Verdichtungsgefährdung angepasst werden kann.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
79
Abb. 5.3:
Bewerten der
Verdichtungsempfindlichkeit der Standortregionaltypen
(Bosch & Partner 2000
13
)
5.2.2.3 Gewässerschutz
Schutz oberirdischer Gewässer
Oberirdische Gewässer reagieren sehr empfindlich auf stoffliche Belastungen; selbst relativ geringere
Sediment-, Nährstoff- oder gar Pestizideinträge bewirken deutliche Beeinträchtigungen der Gewässer-
güte. Eutrophierungserscheinigungen treten insbesondere in Stillgewässern aufgrund der langen Ver-
weilzeit des Wassers auf. Aber auch Nährstoffbelastungen von Fließgewässern sind nicht zuletzt we-
gen der entsprechenden Belastung unterliegender Seen oder Meere ökologisch nachteilig.
Methodisch wird die Belastungsgefährdung von oberirdischen Gewässern indirekt über den Bodenab-
trag angrenzender Nutzflächen bestimmt. Insofern wird auf die Ausführungen weiter oben zur Boden-
erosion verwiesen. Puffer- und Filterwirkungen von gewässerbegleitenden Strukturelementen sind ex-
pertengestützt abzuschätzen (vgl. Ausführungen am Anfang des Kapitels 5.2).
Schutz des Grundwassers
Die Auswaschungsgefahr von Nitrat kann näherungsweise mit Hilfe der relativen
Austauschhäufig-
keit des Bodenwassers
(AH) ermittelt werden (DBG 1992). Zur Abschätzung der Auswaschungsge-
fahr müssen das Wasserspeichervermögen des Bodens bzw. das pflanzenverfügbare Bodenwasser und
13
Abschlussbericht zum Verdichtungsvorhaben des LfUG
Bewerten der Schadverdichtungsgefahr
Bewertungsklassen
Befahrbarkeitsbeeinträchtigung (nur StR mit d- und v-Flächenanteilen)
1
4
2
2
4
2
3
4
2
4
4
2
Substratlockerungseignung
sehr hoch
hoch
mittel
gering
sehr gering
n = 27
n = 74
n = 42
n = 6
n = 24
n = 3
n = 41
n = 33
n = 28
n = 14
n = 4
n = 2

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
80
die Sickerwassermenge ermittelt werden. Im Folgenden werden vereinfachte Schätzmethoden zur Er-
mittlung dieser Größen und notwendige Korrekturfaktoren vorgestellt.
Die Austauschhäufigkeit des Bodenwassers sagt aus, wie oft das Bodenwasser im Jahresverlauf durch
versickerndes Niederschlagswasser ausgetauscht, das heißt in Richtung Grundwasser verdrängt wird.
Je größer die Austauschhäufigkeit ist, um so größer ist die Gefahr der Auswaschung von leicht verla-
gerbaren Stoffen in das Grundwasser.
Die Austauschhäufigkeit des Bodenwassers wird wie folgt bestimmt (vgl. DBG 1992, Feldwisch et al.
1998 und Seiffert & Tenholtern 1998):
Mit Hilfe der Bodenarten wird die Feldkapazität und nutzbare Feldkapazität im effektiven Wurzel-
raum nach DIN 19 732 bestimmt. Die entsprechenden Parameterwerte sind der KA 4 (AG Bodenkun-
de 1996) zu entnehmen. Humus- und Skelettkorrekturen sind vorzunehmen. Bei grund- oder stauwas-
serbeeinflussten Böden sind die kapillaren Aufstiegsraten zu berücksichtigen.
Anschließend wird mit Hilfe des pflanzenverfügbaren Wassers im Boden, der Winter- und Sommer-
niederschläge sowie der potenziellen Evapotranspiration die Sickerwassermenge bestimmt. Dazu
kommt ein Nomogramm von Renger et al. (1989) zum Einsatz (Abb. 5.4). Anstelle der potenziellen
Evapotranspiration nach Haude wird für Sachsen mit den Werten nach TURC gerechnet: Erfahrungen
haben gezeigt, dass mit den E
TURC
-Werten bessere Anpassungen an die realen Sickerwassermengen
realisiert werden als mit E
Haude
; die Haude-Werte erbringen systematische Überschätzungen der
Sickerwassermenge.
Abb. 5.4:
Nomogramm zur Bestimmung der Grundwasserneubildung unter Acker (Renger et al. 1989)
V = 0,92 . Wj + 0,61 . Sj - 153 . log W
pfl
- 0,12 . E
TURC
+ 109
Die Austauschhäufigkeit (AH) des Bodenwassers kann anschließend aus der Sickerwassermenge (SW)
und der Feldkapazität im effektiven Wurzelraum (FK
We
) berechnet werden:

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
81
AH = SW / FK
We
100 (in % je Jahr)
Zur Bewertung des standörtlichen Verlagerungsrisikos werden die Austauschhäufigkeiten wie folgt
kategorisiert (DBG 1992):
Standörtliches Verlagerungsrisiko
sehr gering
gering
mittel
groß
sehr groß
AH (% je Jahr)
< 70
70 – 100
101 – 150
151 – 250
>250
Weicht die Auswaschungsgefährdung der Böden eines Schlages um mehr als ein Stufe voneinander ab
(∆ AH > 1), dann sollten Schlaggestaltungsmaßnahmen zur Verringerung der schlaginternen Boden-
kontraste vorgesehen werden.
5.3 Landschaftsökologischer Kriterienkatalog
In der nachstehenden Tabelle werden Struktur und Inhalte des landschaftsökologischen Kriterienkata-
logs zusammengefasst. Zur fachlichen Herleitung und Begründung der Kriterienauswahl vergleiche
Kapitel 3 und insbesondere die Kapitel 5.1 sowie 5.2.1. Die ausführlichen Methodenbeschreibungen
zu den abiotischen Kriterien findet sich im Kapitel 5.2.2.
Tab. 5.10:
Struktur und Inhalte des landschaftsökologischen Kriterienkatalogs
Kriterien Indikatoren Methoden
Arten- und Biotopausstattung
Lebensraumansprüche von
faunistischen Zielarten
Fachwissenschaftliche Ableitung
Bodenerosion
a) durch Wasser
R-, K-, L-, S-, C-Faktoren
ABAG
b) durch Wind
Erodierbarkeit und Vernäs-
sungsgrad der Böden
Flächenanteil von Struktur-
elementen
Lage der Strukturelemente
zur Hauptwindrichtung
Abstand zwischen Struktur-
elementen
Fachwissenschaftliche Ableitung
Bodenschadverdichtung
Bodenkontraste der Verdich-
tungsempfindlichkeit (∆ Pv)
MMK-Auswertung
NO
3
-Auswaschung
Bodenkontraste der Auswa-
schungsgefährdung (∆ AH)
DBG 1992
Belastung oberirdischer Gewäs-
ser (Boden- bzw. Stoffeintrag)
Bodenabtrag benachbarter
Ackerflächen
ABAG

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
82
6
CHARAKTERISIERUNG DER UNTERSUCHUNGSREGIONEN UND
UNTERSUCHUNGSBETRIEBE
6.1 Untersuchungsregionen
Die Untersuchungsbetriebe liegen in verschiedenen Naturregionen. Im Folgenden werden die Naturre-
gionen kurz hinsichtlich ihrer Standorteigenschaften und Naturschutzaspekte charakterisiert, um die
wesentlichen Unterschiede herauszustellen (vgl. Tab. 6.1). Spezifika der Naturräume und der jeweili-
gen Landschaftsausschnitte, in denen die Nutzflächen der Beispielsbetriebe liegen, werden an anderer
Stelle dokumentiert.
Sachsen ist durch drei europäische Naturregionen geprägt: Im nördlichen Teil wird das glazial gepräg-
te Tiefland angetroffen, daran schließt sich nach Süden hin ein Lössgürtel bzw. das Lössgefilde an, der
seinerseits in südlicher Richtung in die Mittelgebirgsschwelle übergeht. Nahezu die Hälfte der Fläche
Sachsens nimmt das Lössgefilde ein, gefolgt von der Mittelgebirgsschwelle mit 33 % Flächenanteil
und dem glazialen Tiefland mit lediglich 18 % Flächenanteil.
Tab. 6.1:
Charakteristika der Naturregionen Sachsens
Mitteleuropäische Naturregionen in Sachsen
glaziales Tiefland
Lössgefilde
Mittelgebirgsschwelle
Flächenanteil am Frei-
staat Sachsen (%)
18 49 33
dominierende Höhenlage
(m ü. NN)
100 – 200
100 – 450
200 – 1200
mittlere Lufttemperatur
(°C)
8,1 – 9,3
8,2 – 9,2
5,0 – 8,5
Phänologie – Mittlerer
Beginn der Apfelblüte
1.5. – 8.5.
28.4. – 9.5.
6.5. – 16.5.
Mittlerer Jahresnieder-
schlag (mm)
500 – 700
480 – 750
650 – 1000
Geologische Typisierung
Altmoränengebiet Lössakkumulations-
gebiet
metamorphes
Grundgebirge
Dominierende Böden
Podsole, Braunerden, Pseu-
dogleye
Fahlerden, Parabraunerden,
Pseudogleye
Podsole, Braunerden, Pseu-
dogleye
Ackerzahlen
30 – 50
50 – 90
10 – 40
Flächenanteil der land-
wirtschaftlichen Nutzflä-
che (%)
35 73 44
Flächenanteil der forst-
wirtschaftlichen Nutzflä-
che (%)
42 9 42
Vorherrschende pot. nat.
Vegetation
Birken- und Kiefern-
Eichenwälder
Waldlabkraut-Hainbuchen-
Eichenwald
Hainsimsen-Buchenwälder
Flächenanteil kartierter
Biotope, 1. Durchgang
(%)
3,7 2,8 3,5
Durchschnittliche Größe
der kartierten Biotope, 1.
Durchgang (ha)
6,7 3,5 4,1
Verbreitungsschwerpunk-
te der Biotoptypen, 1.
Durchgang
Teiche, Zwergstrauchhei-
den, Sandmagerrasen, bo-
densaure Laubwälder
Trockenwälder, Streuobst-
bestände, mesophile Laub-
wälder
Bergwiesen, Grünland,
Moore und Moorwälder,
bodensaure Laubwälder
Quellen: Bernhard et al. 1986, Steffens 1991, SMU 1994, Mannsfeld & Richter 1995, LfUG 1997a, LfUG 1997b (Bodenat-
las), OES 1999
TEIL C: ANWENDUNG

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
83
Die Naturregionen zeichnen sich durch sehr unterschiedliche standörtliche Bedingungen aus (Tab.
6.1). Um diese standörtlichen Unterschiede bei der Ableitung von Kriterien zur Gestaltung von Acker-
schlägen berücksichtigen zu können, wurden die Untersuchungsbetriebe (UB) auf die 3 Naturregionen
verteilt:
UB 1 und UB 2 im Lössgefilde (Naturraum Mulde-Lösshügelland)
UB 3 in der Mittelgebirgsschwelle (Grenzbereich zwischen den Naturräumen Mittel- und Osterz-
gebirge)
UB 4 im Tiefland (Naturraum Düben-Dahlener-Heide)
Eine kurze Charakterisierung der Untersuchungsbetriebe erfolgt in Kapitel 6.2.
Zu den Naturregionen:
Die Höhenlage nimmt vom nördlich liegenden glazialen Tiefland über die Lössgefilde bis hin zur süd-
lich liegenden Mittelgebirgsschwelle zu. Damit einher gehen charakteristische klimatische Unter-
schiede; die mittlere Lufttemperatur sinkt von rund 8 bis 9 °C im nördlichen und mittleren Teil Sach-
sens auf 5 bis 8,5 °C in der südlich liegenden Mittelgebirgsschwelle ab. Diese Temperaturunterschiede
bewirken einen verzögerten Vegetationsbeginn; so beginnt im Mittel die Apfelblüte im Mittelgebirge
1 und 2 Wochen später als in den wärmeren Lagen des Tieflandes und des Lössgefildes.
Im Nordwesten Sachsens streichen die Ausläufer des mitteldeutschen Trockengebietes aus. So werden
in davon betroffenen Naturräumen (z.B. Leipziger Land und Düben-Dahlener-Heide) nur Nieder-
schlagssummen zwischen 500 bis 600 mm im Jahr gemessen, z.T. liegen die Werte sogar unter 500
mm.
Das nördlich liegende Tiefland ist geologisch durch mächtige eiszeitliche Lockersedimente geprägt,
vor allem als fluvioglaziale Ablagerungen des Breslau-Magdeburger-Urstromtals, aber auch z.T. als
Endmoränen und Vorschüttsande. Der geologische Aufbau bedingt nährstoffarme und verbreitet saure
Böden wie Podsole, Braunerden und Pseudogleye, die zudem großflächig grundwasserbeeinflusst
sind. Diese standörtlichen Eigenschaften bedingen insgesamt ungünstige landwirtschaftliche Produkti-
onsbedingungen, die sich in niedrigen Ackerzahlen und einem vergleichsweise geringen Flächenanteil
der landwirtschaftlichen Nutzfläche ausdrücken. Statt dessen bestimmen ausgedehnte Forstflächen das
Landschaftsbild, welche immer wieder durch feuchte Niederungen und Moore unterbrochen werden.
Die vorherrschende potenziell natürliche Vegetation sind laubbaumreiche Birken- und Kiefer-
Eichenwälder; jedoch dominiert heute die Kiefer die Forstflächen. Die ausgeprägt nährstoffarmen und
nassen Standortbedingungen machen das Tiefland aus naturschutzfachlicher Sicht interessant; so wur-
den z.B. im Zuge der selektiven Biotopkartierung 1. Durchgang auch im Vergleich zum Landesdurch-
schnitt ein überproportional hoher Anteil als Biotope erfasst, die zudem mit einer durchschnittlichen
Biotopgröße von 6,7 ha auch vergleichsweise groß sind. Als Biotope wurden vor allem Teiche,
Zwergstrauchheiden, Sandmagerrasen und bodensaure Laubwälder kartiert.
Die sächsischen Lössgefilde werden auf Grund der verbreiteten äolischen Sedimentdecke aus Lössen
und Sandlössen der Weichsel-Kaltzeit als einheitliche Naturregion zusammengefasst. Der geologische
Untergrund ist dahingegen sehr verschiedenartig. Die Lössdecke hat zur Entwicklung fruchtbarer Bö-
den beigetragen, so dass die Ackerzahlen deutlich über dem Niveau des Tieflandes liegen. Die frucht-
baren Böden sind Ursache dafür, dass über 70 % der Fläche von der Landwirtschaft genutzt werden
und der Waldanteil auf unter 10 % zurückgedrängt ist. Sowohl der Flächenanteil kartierter Biotope als

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
84
auch die durchschnittliche Biotopgröße fallen gegenüber dem Tiefland deutlich ab; es dominieren
Waldbiotope und Streuobstwiesen.
Kristallines Grundgebirge prägt den geologischen Aufbau der Mittelgebirgsschwelle. Aus Gestein-
verwitterungsdecken haben sich überwiegend Böden mit geringer natürlicher Fruchtbarkeit entwickelt,
so schwanken die Ackerzahlen zwischen 10 und 40 Punkten. Mit rund 40 % Flächenanteilen liegen
Land- und Forstwirtschaft gleich auf. Die selektive Biotopkartierung 1. Durchgang hat 3,5 % der Flä-
che erfasst; vorwiegend Bergwiesen, Grünland, Moore und Moorwälder sowie bodensaure Laubwäl-
der.
6.2 Untersuchungsbetriebe
In Tabelle 6.2 werden einige Kennwerte der Untersuchungsbetriebe aufgeführt.
Von den 4 Untersuchungsbetrieben (UB) sind 3 Gemischtbetriebe mit Milchviehhaltung. Der UB 2 als
Wiedereinrichter ist ein reiner Marktfruchtbetrieb ohne Grünlandflächen. Alle 4 UB verfügen für
sächsische Verhältnisse über eine vergleichsweise gute Flächenausstattung mit 500 bis 2700 ha LF.
Zum Vergleich der sächsische Durchschnitt: Juristische Personen verfügen im Durchschnitt über rund
1000 ha Fläche, natürliche Personen über rund 300 ha.
Der Grünlandanteil schwankt bei den 3 Gemischtbetrieben zwischen rund 10 und 30 %. Die mittlere
Ackerschlaggröße unterscheidet sich zwischen den UB 1 bis 3 kaum; der Mittelwert liegt zwischen 17
und 20 ha. Lediglich der UB 4 weist mit einer durchschnittlichen Schlaggröße von 7 ha eine deutlich
kleiner Schlagstruktur auf. Dahingegen sind die maximalen Schlaggrößen der UB 1 und 2 aus dem
MLH deutlich größer als in den beiden anderen UB der landwirtschaftlichen Ungunstgebiete.
Von der Anbaustruktur zeichnen sich die Gemischtbetriebe auf Grund des mehrjährigen Feldfutteran-
baus noch durch vergleichsweise vielgliedrige Fruchtfolgen aus, wohingegen im Marktfruchtbetrieb
nur dreigliedrige Hackfrucht- bzw. Winterraps-Getreide-Fruchtfolgen ohne Zwischenfruchtanbau zum
Zuge kommen.
UB 2 führt konservierende Bodenbearbeitungsverfahren durch und hat sich dazu eine angepasste Ge-
räteausstattung angeschafft. Jedoch wird kein Zwischenfruchtanbau vor Sommerungen durchgeführt.
Im Gegensatz dazu setzen die anderen Betriebe konventionelle Bodenbewirtschaftungsverfahren mit
Pflug ein, säen jedoch z.T. zur Futtergewinnung vor Sommerungen Winterzwischenfrüchte ein.
Die Dringlichkeit zur Gestaltung der Ackerflächen aus landschaftsökologischer Sicht wird deutlich,
wenn man sich das Ausmaß der Bodenerosion und sonstiger Bewirtschaftungserschwernisse ansieht,
welches auf den Einschätzungen der Betriebsleiter beruht (Tab. 6.3). So sind zwischen 36 und 75 %
der Schläge von Bodenerosion durch Wasser betroffen. Ferner sind im erheblichen Umfang Nässestel-
len auf den Schlägen vorhanden, die entweder Ausdruck bereits erfolgter Schadverdichtungen sind
oder aufgrund höherer Bodenfeuchten besonders schadverdichtungsgefährdet sind.
Darüber hinaus werden auch die Vorstellungen der Landbewirtschafter hinsichtlich einer „optimalen“
Flurgestaltung offensichtlich (vgl. Fußnote zur Tabelle). Daraus resultiert ein großer Abstimmungsbe-
darf zwischen Landwirtschaft und Naturschutz.

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
85
Tab. 6.2:
Charakteristika der Untersuchungsbetriebe
UB 1
UB 2
UB 3
UB 4
Betriebsform
Gemischtbetrieb Marktfruchtbetrieb Gemischtbetrieb Gemischtbetrieb
LF (ha)
2740 ~ 1000 1150 498
Ackerfläche (ha)
2500 ~ 1000 800 392
Grünlandfläche (ha)
240 – 350 106
Anzahl Ackerschläge
128 58 45 57
Ackerschlaggröße (ha)
Durchschnitt
~ 20
~17
~18
~ 7
Maximum
110 74 31 30
Minimum
< 2
< 2
< 1
< 1
Fruchtfolge
dreigliedrige Hack-
frucht- bzw. Winter-
raps-Getreide-
Fruchtfolgen,
Feldfutter (mehrjäh-
rig)-Getreide-Mais-
Fruchtfolgen
dreigliedrige Hack-
frucht- bzw. Winter-
raps-Getreide-
Fruchtfolgen
6- bis 7-gliedrige
Hackfrucht-Getreide-
Fruchtfolgen,
Feldfutter (mehrjäh-
rig)-Getreide-
Kartoffel/Mais-
Fruchtfolgen
3- bis 6-gliedrige
Winterraps-Getreide-
Mais(-Erbsen)-
Fruchtfolge
Bodenbearbeitung
konventionell
konservierend, jedoch
ohne Zwischenfrucht-
anbau
konventionell, z.T.
jedoch pfluglos und
z.T. Zwischenfrucht-
anbau
konventionell, z.T.
mit Winterzwischen-
frucht vor Somme-
rungen
Tab. 6.3:
Einschätzungen der Betriebsleiter hinsichtlich Bewirtschaftungserschwernisse *
Betriebe
UB 1
UB 2
UB 3
UB 4 **
Anzahl der berücksichtigter Schläge
Bewirtschaftungser-
schwernisse
n = 108
n = 28
n = 33
Bodenerosion durch
Wasser
59 (55 %)
davon auf 25 Schlä-
gen auch lineare Ero-
sion
21 (75 %)
12 (36 %)
Nässestellen
38 (35 %)
davon auf 27 Schlä-
gen in Senken
1 (3 %)
22 (66 %)
überwiegend durch
Grundwasser
Trockenstellen
3 (3 %)
k.A.
10 (30 %)
ungleichmäßige Bo-
denverhältnisse
4 (4 %)
k.A.
13 (39 %)
ungünstige Schlag-
einteilung
(insgesamt schlecht)
7 (25 %)***
11 (33 %)
*
Die Einschätzungen unterliegen natürlich den subjektiven Eindrücken der Betriebsleiter, so dass die Angaben nicht voll
vergleichbar sind.
** Keine Angaben
**
40 bis 100 ha Größe mit allseitiger Zufahrtsmöglichkeit und Schlaglängen > 500 m erwünscht; Feldgehölze bzw. He-
cken am Feldrand störend beim Abtransport von Zuckerrüben

AG Bosch & Partner GmbH, Büro für Umwelt- u. Regionalentwicklung
Landschaftsökologischer Kriterienkatalog zur Gestaltung von Ackerschlägen
86
7
HISTORISCHER VERGLEICH DER LANDSCHAFTSSTRUKTUREN AUSGEWÄHLTER
LANDSCHAFTSAUSSCHNITTE
7.1 Vorbemerkungen
Historische Landschaftsstrukturen geben vielfältige Anhaltspunkte wie und wo eine Anreicherung der
Ackerfluren mit Landschaftsstrukturelementen durchgeführt werden kann. So bietet sich in einem ers-
ten Schritt der einfache Vergleich zwischen historischen und aktuellen Flächenanteilen von land-
schaftsökologisch wertvollen Biotopen an. Daraus lassen sich Änderungen in der Biotopausstattung
ermitteln, die vielfach Ursache von Artenrückgängen sind.
Neben dem Vergleich an Flächenanteilen zeigen historische Karten in anschaulicherweise, welche
Flächen von der historischen Landnutzung nicht beackert wurden. Diese in der Vergangenheit nicht
beackerten Flächen zeichnen sich in der Regel durch extreme Wasser- und bzw. oder Nährstoffver-
hältnisse aus; auf solchen Standorten find