Boden des Jahres 2020 Am 5. Dezember ist traditionell der Internationale Tag des Bodens. Mit ihm wollen die Vereinten Nationen auf die Bedeutung der natürlichen Ressource Boden aufmerksam machen. Seit 2005 wird aus diesem Anlass in Deutschland der „Boden des Jahres“ ausgerufen. Der Boden des Jahres 2020 ist: Der Wattboden. Wattböden sind wahre Schätze der Natur. Geologisch werden Wattböden als junge Böden bezeichnet. Sie kommen in dem Bereich vor, der regelmäßig vom Tidewasser überflutet wird. Bei Niedrigwasser liegt er offen. Nur einige Pionierpflanzen bilden einen spärlichen Bewuchs. Pflanzen und Bodenorganismen sind im Watt dem ständigen Wechsel von Trockenfallen und Überflutung, Erosion und Sedimentablagerung, Schwankungen von Wasser- und Bodentemperaturen sowie Strömungen und Wellen ausgesetzt. Bei Ebbe unterliegen sie den Einwirkungen von Sonne, Wind und Regen, bei Flut werden sie mit der Strömung verdriftet. Auch der Salzgehalt des Wattbodens bestimmt maßgeblich die Besiedlung von Bodenorganismen und den Pflanzenbewuchs. In den Watten der Meeresküsten kommen rund 35 Gramm Salze pro Liter Bodenwasser vor, im fluviatilen Bereich dagegen nur bis 0,5 Gramm pro Liter. Unter diesen extremen Bedingungen erscheint der Wattboden lebensfeindlich. Tatsächlich ist es jedoch so, dass die Lebewelt im Watt sehr arten- und formreich ist. Aufgrund von periodischen Überflutungen, ständigen Sedimentumlagerungen und Wellenbelastungen eignen sich Watten als Vorrangflächen für den Natur- und Artenschutz. Sie bieten als Grenzbereich zwischen Land und Wasser für viele seltene und häufig stark spezialisierte Pflanzen und Tiere eine ökologische Nische und damit einen Lebensraum. Wattgebiete gibt es auf allen Kontinenten und in allen Klimazonen. Und durch den Klimawandel sind diese besonders gefährdet. Von den weltweit vorhandenen Wattgebieten ist das Watt an der südlichen Nordseeküste das größte zusammenhängende mit etwa 3.500 km². Aufgrund seiner speziellen Pflanzen, Tiere und Mikroorganismen ist ein großer Teil des deutschen Watts geschützt (Nationalpark Wattenmeer). Wissenschaftliche Ergebnisse zeigen, dass der Klimawandel sich besonders an den Küsten auswirken wird. Böden im Übergangsbereich zwischen Land und Wasser können dann überflutet werden und müssen sich an anderer Stelle neu bilden. Schirmherr für den diesjährigen Boden des Jahres ist die Freie und Hansestadt Hamburg. In der internationalen Bodenklassifikation werden die Wattböden zu den Tidalic Gleysols gezählt. KBU-Fachtagung am 5. Dezember 2019 in Berlin Alles hängt mit allem zusammen – war schon eine wesentliche Erkenntnis Alexander von Humboldts. Den Vernetzungsgedanken dieses Universalgelehrten, Naturforschers und Wissenschaftspioniers aufgreifend, veranstaltet die Kommission Bodenschutz beim Umweltbundesamt (KBU) am 5. Dezember 2019 eine Fachtagung, um das Bewusstsein für die Biodiversität im Boden zu schärfen. Die Kernbotschaften und Schlussfolgerungen der Fachtagung werden im Nachgang veröffentlicht.
Gemeinsame Pressemitteilung des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und nukleare Sicherheit, des Umweltbundesamtes und des Internationalen Design Zentrums Berlin Jury gibt Nominierungen für den Bundespreis Ecodesign 2021 bekannt – Preisverleihung am 6. Dezember im BMU 94 Einreichungen stellten sich am 28. September in der Jurysitzung im feldfünf e.V. in Berlin den kritischen Blicken der neun Umwelt- und Designexpert*innen. 25 Projekte dürfen sich nun über eine Nominierung für den Bundespreis Ecodesign 2021 freuen. Wer die höchste staatliche Auszeichnung für ökologisches Design letztlich gewinnt, wird am 6. Dezember 2021 bei einer feierlichen Ehrung im Bundesumweltministerium bekanntgegeben. 2021 feiert der Bundespreis Ecodesign sein zehnjähriges Jubiläum. Seit 2012 schreiben das Bundesumweltministerium und das Umweltbundesamt in Zusammenarbeit mit dem Internationalen Design Zentrum Berlin den Wettbewerb in den vier Kategorien Produkt, Service, Konzept und Nachwuchs aus. Zum ersten Mal konnten in diesem Jahr auch internationale Bewerbungen eingereicht werden. Rita Schwarzelühr-Sutter, Parlamentarische Staatssekretärin im Bundesumweltministerium ( BMU ) und Jurymitglied: „Zehn Jahre Bundespreis Ecodesign sind eine echte Erfolgsgeschichte. Denn wie sich ein Produkt auf die Umwelt auswirkt, wird bis zu 80 Prozent durch sein Design bestimmt. Der Preis hat maßgeblich dazu beigetragen, die Verbindung von ökologischem Produkt, Design und ästhetischem Anspruch von der Nische in den Mainstream zu bringen. Die nominierten Produkte und Konzepte zeigen eindrucksvoll, dass Klima - und Ressourcenschutz heute zum Kern der Gestaltung gehören.“ Prof. Karsten Henze, Vorstandsvorsitzender des Internationalen Design Zentrums Berlin (IDZ): „Diesen wichtigen Preis seit nunmehr zehn Jahren ausrichten zu dürfen, ist uns eine besondere Freude. Design kann einen wichtigen Beitrag dazu leisten, die großen ökologischen Herausforderungen zu meistern. Im Jubiläumsjahr schauen wir zurück auf insgesamt 91 herausragende Ideen, die mit dem Bundespreis Ecodesign ausgezeichnet wurden – in der Veranstaltungsreihe SPOTLIGHT ON erhalten Sie die Gelegenheit, einige davon näher kennenzulernen.“ Von 381 Einreichungen wurden in einem ersten Auswahlverfahren durch ein Expert*innengremium 94 Beiträge zur Jurysitzung zugelassen. In einem zweiten Schritt bestimmte die neunköpfige Jury die Nominierten, unter denen sich Projekte von Unternehmen, Design-, Ingenieur- und Architekturbüros sowie Forschungseinrichtungen und Hochschulen befinden. Die Nominierten werden unter Nominierte 2021 (bundespreis-ecodesign.de) vorgestellt. Alle zur Jurysitzung zugelassenen Projekte werden in den Räumlichkeiten von feldfünf e.V. im Metropolenhaus Berlin für die Öffentlichkeit zugänglich gemacht. Vom 2. bis. 10. Oktober 2021 kann die Ausstellung täglich von 16 bis 19 Uhr besucht werden. Anlässlich des Jubiläums wird die Ausstellung von einem zusätzlichen Programm begleitet. Unter dem Motto SPOTLIGHT ON rücken neben den aktuellen Beiträgen auch ehemalige Gewinnerprojekte in den Fokus. Auf der Webseite des Bundespreis Ecodesign finden Sie weitere Details zu den verschiedenen Veranstaltungsformaten. Die Jury des Bundespreises Ecodesign 2021 Kontakt für Bildmaterial Jasmin Suhr | presse [at] bundespreis-ecodesign [dot] de Büro Bundespreis Ecodesign c/o IDZ | Internationales Design Zentrum Berlin e.V. Hagelberger Straße 52 | 10965 Berlin T +49 30 61 62 321-21 presse [at] bundespreis-ecodesign [dot] de bundespreis-ecodesign.de facebook.com/BundespreisEcodesign twitter.com/bundespreiseco
Gemeinsame Pressemitteilung von Umweltbundesamt und Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz, Bau und Reaktorsicherheit Bundesumweltministerium (BMUB) und Umweltbundesamt (UBA) zeichnen zum fünften Mal Produkte mit ökologischem Design aus Bundesumweltministerin Barbara Hendricks und die Präsidentin des Umweltbundesamtes (UBA), Maria Krautzberger ehrten heute die acht Gewinnerprojekte des Bundespreises Ecodesign 2016. Ausgezeichnet wurden u.a. langlebige und kreislauffähige Textilien, energiesparende Lösungen für Mobilität und Gebäude, eine nahezu emissionsfreie Holzheizung und ein Nachwuchskonzept zur Beseitigung von Plastikpartikeln aus den Ozeanen. Über 200 Gäste aus Politik, Wirtschaft und der Designbranche feierten in den Lichthöfen des Bundesumweltministeriums. In ihrer Ansprache betonte Bundesumweltministerin Barbara Hendricks die Relevanz ressourcenschonenden Konsumverhaltens: „Mit ökologischen Kaufentscheidungen können wir die Umweltbelastung maßgeblich verringern. Unser Ziel ist es, den nachhaltigen Konsum aus der Nische rauszuholen. Ökologische Produkte müssen Teil der alltäglichen Kaufentscheidung werden. Damit dies gelingt, müssen Produkte und Dienstleistungen nicht nur umweltfreundlich, sondern auch ein Hingucker sein. Der Bundespreis Ecodesign hilft uns hierbei. Die über 350 Einreichungen in diesem Jahr zeigen eindrucksvoll, dass ökologische und soziale Aspekte beim Produktdesign alltäglicher werden. Ob kühlende Autolacke, extraleichte Flugzeugbauteile oder Ressourcenschutz in der Modebranche, es tun sich immer mehr Tätigkeitsfelder für die ökologischen Produkt- und Dienstleistungsgestaltung auf.“ Maria Krautzberger, Präsidentin des Umweltbundesamtes, nutzte in ihrer Rede die prämierten Arbeiten, um anschaulich auf die Chancen des Designs zur Ressourcenschonung aufmerksam zu machen: „Design kann, Design muss heute mehr als nur funktional und schön sein. Designerinnen und Designer gestalten durch Produkte und Dienstleistungen unser tägliches Lebensumfeld. Doch noch immer verursachen Produkte zu viele Umweltprobleme. Die meisten ließen sich bereits im Designprozess vermeiden. Ich freue mich sehr, dass das Problembewusstsein der Designszene hier weiter wächst.“ Das Bundesumweltministerium und das UBA zeichnen seit 2012 mit dem Bundespreis Ecodesign Produkte, Dienstleistungen und Konzepte aus, die sowohl ökologisch als auch ästhetisch überzeugen. Der Preis richtet sich an Unternehmen aller Branchen und Größen. Startups oder Marktführer, lokale Anbieter oder Global Player sind genauso angesprochen, wie Designbüros und Marketingagenturen, Architektur- oder Ingenieurbüros. Der Preis wird jährlich in Kooperation mit dem Internationalen Design Zentrum Berlin (IDZ) ausgelobt. Die ausgezeichneten Projekte werden in einer Wanderausstellung präsentiert, die 2017 an unterschiedlichen Orten im Bundesgebiet gezeigt wird. Am 16. Januar 2017 wird der Bundespreis Ecodesign zum sechsten Mal ausgeschrieben. Preisträger 2016: Kategorie Produkt: Kategorie Konzept: Kategorie Nachwuchs: Jury: Werner Aisslinger (Produktdesigner) Prof. Anna Berkenbusch (Kommunikationsdesignerin, Professorin an der Kunsthochschule Halle) Andreas Detzel (Umweltexperte am ifeu Heidelberg) Prof. Matthias Held (Produktdesigner, Professor an der HfG Schwäbisch Gmünd) Dr. Thomas Holzmann (Vizepräsident des UBA) Prof. em. Günter Horntrich (Produktdesigner, em. Professor für Design und Ökologie an der KISD) Dr. Claudia Perren (Architektin, Direktorin der Stiftung Bauhaus Dessau) Rita Schwarzelühr-Sutter (Parlamentarische Staatssekretärin im BMUB ) Prof. Friederike von Wedel-Parlow (Modedesignerin, Professorin an der ESMOD Berlin) Anfragen für Bildmaterial: presse [at] bundespreis-ecodesign [dot] de
Berlins natürliche Seen und Fließgewässer entstanden vor rund 10 000 Jahren mit dem Abtauen der Gletscher, die das Gebiet während der Weichsel-Vereisung bedeckten. Es handelt sich demzufolge um geologisch sehr junge Gewässer. Damals umfaßte die autochthone (einheimische) Süßwasserfischfauna Deutschlands nach Thienemann 56 Arten, ausgenommen Wanderfische, die die Binnengewässer nur zur Fortpflanzung aufsuchten. Von diesen wiederum war es 31 Fischarten möglich, die Gewässer des heutigen Landes Berlin zu besiedeln. Sie müssen als ursprüngliche bzw. autochthone Fischfauna Berlins betrachtet werden. Diese unterlag bis in die Gegenwart vielfältigen, z. T. noch anhaltenden Veränderungen. Prägten einst die Flußsysteme von Spree und Havel das Berliner Gewässernetz, so mußte ihre Dynamik zunehmend Stillwasser- und Rückstaubereichen weichen. Der Dammbau zum Betreiben von Mühlen läßt sich bis in das 13. Jahrhundert zurückverfolgen. Neben diesen Mühlendämmen wurden weitere Stauanlagen und Schleusen zur Förderung der Schiffahrt errichtet. Bereits im 17. Jahrhundert begann die Begradigung einzelner Flußabschnitte. Der Kanalbau erreichte Mitte des vorigen Jahrhunderts seinen Höhepunkt. Ab dieser Zeit war es Wanderfischen selbst bei Hochwasser nicht mehr möglich, die hohen Wehranlagen zu überwinden und das Berliner Stadtgebiet zu erreichen. Mit der Stauhaltung gingen wertvolle Lebensraumstrukturen der Fließgewässer und die für viele Fischarten notwendigen Überschwemmungsflächen verloren. Die Strömungsgeschwindigkeit nahm ab, und Ablagerungsprozesse führten zu einer Überlagerung der grobkörnigen Sedimente mit Schlamm. Sauerstoffzehrende Abbauprozesse am Gewässergrund wurden vorherrschend. Fischarten, die kiesiges, gut mit Sauerstoff versorgtes Substrat bevorzugen, mußten weichen. Für sie fehlten sowohl geeignete Laich- und Lebensräume als auch die Möglichkeit, Ausgleichswanderungen durchzuführen, weshalb die einstige Leitfischart, die Barbe – ein typischer Flußfisch, ausstarb. Der Gewässercharakter wandelte sich von der klassischen Barben- zur Bleiregion . Neben diesen nachhaltigen Beeinträchtigungen durch den Gewässerausbau spielten Einträge aller Art eine erhebliche Rolle. Bereits vor der Jahrhundertwende war die Belastung von Spree und Havel durch industrielle und kommunale Abwässer sowie Fäkalien derart stark, daß häufig Fischsterben auftraten, und die Fischerei ernsthaft beeinträchtigt wurde. Aufgrund der schlechten Sauerstoffverhältnisse an der Wasseroberfläche war es beispielsweise unmöglich, Fische aus der Unterhavel in Booten mit offenen, durchströmten Fischkästen, sog. Drebeln, lebend nach Berlin (heutige Innenstadt) zu transportieren. Auch die städtischen Rieselfelder boten hinsichtlich der Gewässergütesituation nur bedingt Abhilfe. Die genannten anthropogenen Einwirkungen führten zu einer Verarmung der Berliner Fischfauna. Neben der Barbe starben weitere strömungsliebende, an sauerstoffreiches Wasser gebundene Fischarten, wie Bachneunauge und Bachschmerle, in Berliner Gewässern aus. In jüngerer Zeit wurden die oft stark beeinträchtigten Flüsse und Seen mit einer neuen – keiner besseren – Qualität des Abwassers belastet. Großkläranlagen verhinderten den Eintrag groben organischen Materials (Fäkalien u.ä.); trotzdem blieb die Fracht der gelösten Nährstoffe hoch. Gleichzeitig wurden mit der Intensivierung der Landwirtschaft und zunehmender Industrialisierung verstärkt Dünge- und Pflanzenschutzmittel, Schadmetalle und andere Toxine eingetragen. Besonders Industrieabwässer belasteten die Gewässer zusätzlich durch Abwärme . Eine durch Nährstoffeintrag hervorgerufene bzw. geförderte Eutrophierung begünstigt euryöke (umwelttolerante) Fischarten, deren Bestandsausweitung oftmals das Zurückgehen anspruchsvollerer Arten verdeckt. Die genannten Einflußfaktoren sind zweifellos die bedeutendsten. Damit ist aber die Palette anthropogener Schadwirkungen auf den Fischbestand hiesiger Gewässer noch nicht erschöpft. Gegenwärtig spielt die Freizeitnutzung eine große, ständig zunehmende Rolle. Der durch Motorboote verursachte Wellenschlag sowie das Baden fördern die Erosion der Gewässerufer, indem schützende Pflanzengürtel zerstört werden. Differenzierter zu betrachten ist die Freizeitfischerei . Bei mehrfach genutzten Gewässern (Angeln, Baden, Sportboote etc.) sind die durch Angler verursachten Uferzerstörungen und -verschmutzungen im Verhältnis zu den zahlreichen Badegästen relativ gering. Angler beeinflussen ein Gewässerökosystem in erster Linie durch Eingriffe in die Biozönose in Form von Fischentnahmen und Besatzmaßnahmen . Dabei werden wirtschaftlich wertvolle bzw. für Angler interessante Fischarten einseitig gefördert. Hinzu kommt eine Verfälschung der autochthonen Fischfauna durch Besatz mit nicht einheimischen Arten, wie z. B. Regenbogenforelle und Zwergwels. Sie können Nahrungskonkurrenten, Laichräuber und Freßfeinde sein, auf die sich die heimische Fauna nicht einstellen konnte. Im Verlauf ihrer Entwicklungsgeschichte haben sich die Arten ihrem Lebensraum optimal angepaßt und spezialisiert, um Konkurrenzbeziehungen auszuweichen. Dieser Prozeß führte dazu, daß innerhalb eines Ökosystems die meisten Arten einen relativ abgegrenzten Bereich, eine ökologische Nische haben, den ausschließlich sie optimal nutzen können. Bringt man nun in dieses Ökosystem fremde, d.h. allochthone Arten ein, so ist deren Wirkung vorher oft nicht abzuschätzen. Einheimische Arten können verdrängt werden. Mit ihnen würden im Verlauf der Evolution erworbene, genetisch fixierte Spezialisierungen sowie Anpassungen an hiesige Gewässerverhältnisse verloren gehen. In stark beangelten Gewässern stellt das allgemein übliche Anfüttern zudem einen nicht zu vernachlässigenden Nährstoffeintrag dar. Erste Erhebungen zur Fischfauna Berliner Gewässer vor rund 100 Jahren bieten wertvolle historische Anhaltspunkte, anhand derer die Wirkung der genannten Einflußfaktoren auf die Fischartenzusammensetzung und ihre Veränderung eingeschätzt werden kann. Einzelne Gewässer, vornehmlich im Südosten Berlins, wurden in den 50er Jahren erneut untersucht. Spätere Fischbestandserfassungen konnten aufgrund politischer Grenzen nur noch Teilbereiche Berlins berücksichtigen, weshalb zwei Rote Listen, getrennt für den Ost- und den Westteil der Stadt, erarbeitet wurden (s. Tab. 1). Die unterschiedliche Einstufung der Gefährdung einzelner Arten beruht vornehmlich auf den unterschiedlichen Gewässerverhältnissen in beiden Teilen der Stadt. So überwiegen im Westteil großflächige Flußseen, während der Ostteil über mehr natürliche Fließgewässer verfügt. Folglich weichen die Anzahl der Vorkommen sowie die Bestandsgrößen von Freiwasserbewohnern und Flußfischen in beiden Untersuchungsgebieten z. T. erheblich voneinander ab, was zu einer unterschiedlichen Einschätzung ihrer Gefährdung führte. Nachdem es möglich war, für das gesamte Land Berlin eine Rote Liste zu erstellen, wurden die bisher erhobenen Daten zur Fischbesiedlung zusammengefaßt und ein einheitlicher Bewertungsmaßstab zugrunde gelegt. Die in Tabelle 1 dargestellten, z. T. geringeren Einstufungen einzelner Arten in der neuen Roten Liste sind nicht auf verbesserte Lebensbedingungen zurückzuführen, sondern auf ein größeres Untersuchungsgebiet und eine höhere Anzahl von Befischungen. Im Gegensatz zu früheren Arbeiten wurde fast die doppelte Anzahl von Gewässern beprobt. Dies führte für eine große Zahl von Fischarten zur Feststellung neuer Vorkommen. Auf dieser Grundlage wurde eine neue kommentierte Rote Liste für Berlin erarbeitet (Wolter et al., in Vorbereitung). Gegenwärtig gibt es im Land Berlin mehr als 250 Gewässer, alle mit einer durch den Menschen stark beeinflußten Fischfauna. Kenntnisse über die gegenwärtige Verbreitung und Häufigkeit sowie die wesentlichen existenzgefährdenden Faktoren sind essentielle Voraussetzungen, um Arten- und Biotopschutzmaßnahmen zielgerichtet und mit geeigneten Methoden realisieren zu können. Zur Beurteilung von Gewässern ist die Untersuchung der Fischbestände hilfreich, da sie die Einschätzung der komplexen Einflußfaktoren und deren Langzeitwirkung auf höhere aquatische Organismen ermöglichen kann, ohne diese einzeln betrachten zu müssen. Die vorherrschende Fischfauna ist ein Indiz für den ökologischen Zustand eines Gewässers. Deshalb ist z. B. der Nachweis einer großen Anzahl von Fischarten positiv zu beurteilen, da dies aufgrund ihrer ökologischen Einmischung auf das Vorhandensein vieler verschiedener Lebensräume und damit einer großen Strukturvielfalt hindeutet. Hierbei muß allerdings auch immer die Möglichkeit berücksichtigt werden, daß der vorgefundene Bestand durch Besatzmaßnahmen verfälscht sein kann. Das Vorkommen gefährdeter Fischarten in einem Gewässer kann für seine Beurteilung grundsätzlich positiv gewertet werden, da diese i. d. R. bezüglich der Wasserqualität und der strukturellen Vielfalt des Lebensraumes anspruchsvoller sind als euryöke Arten.
Das Bewertungsverfahren MarBIT ( Mar ine B iotic I ndex T ool) bewertet Faunenelemente der Weich- und Hartböden sowie der Vegetationsbestände (Phytal). Es stehen insgesamt vier Einzelparameter/Teilindizes für die Bewertung zur Verfügung, die Auswirkungen der Eutrophierung oder physikalischer Störungen auf das Makrozoobenthos erfassen (Abb. 1). Jeder Teilindex steht für einen der ökologischen Begriffe, die bei der Wasserrahmenrichtlinie zur Bewertung herangezogen werden sollen: TSI (Taxonomic Spread Index): bewertet die Artenvielfalt und taxonomische Zusammensetzung der benthischen Wirbellosen Abundanzverteilung: bewertet die Verteilung der Häufigkeit auf die verschiedenen Taxa Sensitive Arten: bewertet den Anteil sensitiver Arten an den Faunengemeinschaften Tolerante Arten: bewertet den Anteil toleranter Arten an den Faunengemeinschaften Dem Bewertungssystem liegt eine Datenbank mit Informationen zur Autökologie vieler Nord- und Ostseetaxa zugrunde (z. B. Angaben zu Lebensraum, Zonierung, Salzgehaltsansprüchen oder Sedimentpräferenzen), die eine Erstellung von typspezifischen Referenzartenlisten unabhängig von historischen Angaben ermöglicht. Jeder Teilindex ist mit einem eigenständigen fünfstufigen Bewertungssystem unabhängig von den anderen Indizes bewertbar. Nach einer mathematischen Transformation (=Normierung) können die Teilergebnisse zusammengeführt, also miteinander verrechnet werden, und ergeben dann den abschließenden ökologischen Zustand (= EQR-Wert) der jeweiligen Bewertungseinheit/ Faunengemeinschaft. Abb. 1: Schematische Darstellung des Verlaufs der Bewertung des ökologischen Zustands mit dem modularen Bewertungsverfahren MarBIT. Das wissenschaftliche Prinzip des TSI basiert darauf, dass neben der Artenzahl auch die Komplexität des taxonomischen Baumes für die biologische Vielfalt von Bedeutung ist. Vielfalt in der Taxonomie entsteht durch die Aufspaltung des taxonomischen Baumes. Jedes neue Taxon erzeugt mindestens einen neuen Ast, wenn es sich um eine im Baum noch nicht vorhandene Art handelt. Dadurch wird der Baum breiter, die Taxonomie „spreizt“ sich auf. Es gibt Proben, die nur aus einer oder zwei taxonomischen Gruppen bestehen, z. B. Polychaeten und Mollusken. Andere Proben enthalten dagegen viele taxonomische Gruppen. Die taxonomischen Bäume dieser beiden Proben haben eine unterschiedliche Form durch die unterschiedliche taxonomische Aufspreizung. Diese korreliert direkt mit der in der Probe vorhandenen Artenzahl. Ökologisch im Sinne der WRRL gesehen, steigt der Wert einer Lebensgemeinschaft kaum, wenn viele sehr nahe verwandte Taxa zusammenkommen, die vergleichbare Nischen besetzen oder die bestehenden Ressourcen auf ähnliche Weise nutzen. Kommen jedoch viele verschiedene taxonomische Gruppen zusammen, sind in der Regel auch unterschiedliche Lebensstrategien und Nischen damit verbunden. Diesem Umstand trägt der Index mit einer Gewichtung der verschiedenen taxonomischen Stufen Rechnung. Je höher im taxonomischen Baum die Verzweigung stattfindet, desto höher wird sie bewertet = gewichtet (Tab. 1). Tab. 1: Zusammenhang von taxonomischer Stufe und Bewertung. taxonomische Stufe Bewertung neue Art einer Gattung 2 neue Gattung einer Familie 3 neue Familie einer Ordnung 5 neue Ordnung einer Klasse 8 neue Klasse eines Stammes 13 neuer Stamm eines Reichs 21 Die Berechnung des Teilindex TSI erfolgt also auf Basis der Präsenz der Taxa im Vergleich zu einer typspezifischen Referenzartenliste. Die Abundanz = Individuendichte der Taxa spielt keine Rolle. Es werden jeweils nur diejenigen Taxa der Probe berücksichtigt, welche auf der zugehörigen Referenzartenliste aufgeführt sind. Alle anderen Taxa werden ignoriert. Alle Taxa werden sukzessive einem taxonomischen Baum hinzugefügt und jeder Verzweigung im Baum wird der Wert der entsprechenden taxonomischen Stufe zugeordnet Dann wird an jeder Verzweigung dieser Wert mit der Anzahl der abgehenden Äste multipliziert und zuletzt alle diese Produkte addiert. Der sich ergebende Wert ist der TSI der Probe (Abb. 2). Abb. 2: Beispielhafte Berechnung des TSI für zwei taxonomische Bäume mit jeweils 10 Arten, aber unterschiedlicher taxonomischer Aufspreizung. Die gewässertypischen TSI-Werte der Referenzlisten der Bewertungseinheiten bilden die Basis für das fünfstufige Bewertungsschema (Tab. 2). Tab. 2: Gewässertypische TSI-Werte. Bewertungseinheit TSI-Referenzwert Weichboden Phytal Innerste Gewässer 250 300 Innere Gewässer 160 319 Mittlere Gewässer 225 422 Buchten 338 721 Flussmündungen 304 595 Rügensche Gewässer 254 477 Kieler Bucht 579 906 Mecklenburger Bucht 445 756 Darß bis Polen 289 395 Flensburger Förde 920 799 Becken 794 713 Bewertungsrelevant ist dabei der Quotient aus dem TSI-Wert der Probe und dem TSI-Referenzwert, der den unnormierten EQR für den TSI-Indexwert ergibt (Tab. 3). Tab. 3: Ökologischer Zustand und TSI-Index. Ökologischer Zustand TSI-Index [TSI_Pro/TSI_Ref] sehr gut 0,9 < TSI ≤ 1 gut 0,8 < TSI ≤ 0,9 mäßig 0,6 < TSI ≤ 0,8 unbefriedigend 0,4 < TSI ≤ 0,6 schlecht 0 ≤ TSI ≤ 0,4 Die Abundanzverteilung bewertet die relative Verteilung der Abundanz auf die einzelnen Taxa. Für das Bewertungsmodell wird die Theorie der Log-Normalverteilung zugrunde gelegt, die entsteht, wenn viele kleine Faktoren unabhängig voneinander auf die Populationen einwirken. Die Population besteht dabei aus vielen verschiedenen Taxa, die unterschiedliche Nischen besetzen und Lebensstrategien verfolgen. Wenn keiner der Faktoren dominiert und diese multiplikativ auf die Population einwirken, entsteht nach dem zentralen Grenzwertsatz der mathematischen Statistik eine Log-Normalverteilung. Eine Log-Normalverteilung liegt vor, wenn der Logarithmus der Verteilungsfunktion einer Normalverteilung folgt. Es wird dadurch leicht, eine Lebensgemeinschaft auf Übereinstimmung mit der Log-Normalverteilung zu überprüfen, indem die transformierte Verteilung einfach auf Normalverteilung getestet wird. Im Bewertungsmodell wird der Kolmogorov-Smirnov-Test mit der Ergänzung von Lilliefors (= Lilliefors-Test) verwendet, da er einfach zu rechnen ist und eine für den Zweck ausreichende Genauigkeit besitzt und am empfindlichsten im mittleren Bereich der Verteilung ist. Dies ist von Vorteil, weil dadurch die seltensten und häufigsten Taxa, die besonders große relative Abundanzschwankungen zeigen, nicht so stark gewichtet werden. Das meiste Gewicht liegt auf den stetigen „Kerntaxa“ der Gemeinschaft. Ein weiterer Vorteil des Lilliefors-Tests ist, dass er eine grafische Repräsentation in Form der kumulativen Verteilungsfunktionen besitzt. Für die Analyse der Daten kann daraus entnommen werden, ob z. B. seltene oder häufige Taxa im Vergleich zur erwarteten Verteilung überproportional häufig sind. Der Lilliefors-Test selbst schätzt den Mittelwert und Standardabweichung aus der Probe und vergleicht die daraus entstandene Normalverteilung mit der geschätzten empirischen Verteilungsfunktion der Probe. Abb. 3: Beispiele für kumulative Abundanzverteilung zweier gepoolter Probensätze. Dargestellt sind einmal die relative Abundanz (prozentualer Anteil) pro Taxa als Balkendiagramme in aufsteigender Reihenfolge (rechte Grafiken) und die empirischen kumulativen Häufigkeitsverteilungen (Treppenfunktion, log-transformierte Abundanzen) überlagert durch die entsprechende Normalverteilung mit Mittelwert und Standardabweichung aus der Verteilung der Probe geschätzt (linke Grafiken). Die x-Achse bezeichnet den dekadischen Logarithmus der Abundanz, die y-Achse bezeichnet die kumulative relative Abundanz. Jede Treppenstufe der Probenkurve entspricht einer Abundanz, die in der Probe ein- oder mehrfach vorkommt. Der vertikale Sprung der Stufen ist dabei der Zuwachs an der Gesamtabundanz der Probe und der horizontale Sprung der Stufen ist der Abstand zur nächst höheren, in der Probe vorkommenden Abundanz. Die Berechnung des Teilindex Abundanzverteilung erfolgt also auf Basis der numerischen Abundanzwerte. Taxa, die rein qualitativ in der Probe aufgeführt sind (z. B. koloniebildende Taxa), bleiben für diesen Bewertungsfaktor unberücksichtigt. Von jedem numerischen Abundanzwert wird der dekadische Logarithmus gebildet und anhand dieser Werte der Lilliefors-Test durchgeführt. Dazu werden der arithmetische Mittelwert sowie die Standardabweichung der log-transformierten Abundanzen errechnet, sowie die Anzahl N der Abundanzwerte. Die Abundanzwerte werden dann numerisch aufsteigend sortiert und Z-Scores von jeder Abundanz berechnet als (Abundanz – Mittelwert)/Standardabweichung). Ist die Standardabweichung Null, wird auch der Z-Score Null. Für jeden der Z-Score-Werte wird der zugehörige Wert der kumulativen Verteilungsfunktion (der Normalverteilung) errechnet. Dies ergibt die Liste der erwarteten Idealwerte. Dann werden die Z-Scores durchnummeriert (Variable i). Der erste Wert in der Liste erhält i = 1 zugewiesen, der zweite i = 2 usw. Dann werden die d-Plus-Werte errechnet als d-Plus = i/N – Z-Score und die Liste der d-Minus-Werte als d-Minus = Z-Score – (i-1)/N Dann wird der höchste numerische Wert aus den zwei Listen zusammen (d-Plus und d-Minus) als der D-Wert ausgewählt. Dieser wird in einem letzten Schritt folgendermaßen transformiert (um einheitliche Schranken zu bekommen): Dieser Z-Score stellt den Wert des Teilindex dar und schwankt zwischen 0 (Referenzzustand) und ( ) (schlechtester Zustand). Die Klassengrenzen lassen sich aus der Statistik selbst ableiten. Tab. 4: Ökologischer Zustand und Abundanzverteilung Z. Ökologischer Zustand Index Abundanzverteilung Z sehr gut 0 ≤ Z ≤ 0,5 gut 0,5 < Z ≤ 0,6 mäßig 0,6 < Z ≤ 0,775 unbefriedigend 0,775 < Z ≤ 0,819 schlecht Ausnahme: Sind weniger als 5 Taxa für die Berechnung vorhanden, kann der Index nicht errechnet werden. Dann wird der Indexwert auf 0 gesetzt (schlechter Zustand). Die Berechnung des Teilindex sensitive Taxa erfolgt auf Basis der Präsenz der Taxa im Vergleich zu einer typspezifischen Referenzartenliste. Die Abundanz = Individuendichte der Taxa spielt keine Rolle. Die Bewertung erfolgt durch Vergleich der Anzahl sensitiver Taxa innerhalb der Probe (N Probe ) mit der Anzahl der sensitiven Taxa der zugehörigen Referenzliste (R). Dabei wird zwischen obligatorisch (R o , N o ) sowie nicht obligatorisch sensitiven Arten (R r , N r ) auf der Referenzliste und der Probe unterschieden. Der Teilindex berechnet sich als: mit N o = Anzahl der obligatorisch sensitiven Taxa der Probe N r = Anzahl der nicht obligatorisch sensitiven Taxa der Probe R o = Anzahl der obligatorisch sensitiven Taxa der typspezifischen Referenzliste R r = Anzahl der nicht obligatorisch sensitiven Taxa der typspezifischen Referenzliste Alle Arten der folgenden Gattungen werden für die Bewertung dieses Teilindex auf die Gattung zusammengeführt, bevor die Berechnung durchgeführt wird: Bathyporeia, Bithynia, Electra, Hydrozoa, Lacuna, Lekanesphaera, Littorina, Molgula, Nephtys, Nudibranchia, Ophelia, Palaemon, Pontoporeia, Praunus, Sacoglossa. Tab. 5: Ökologischer Zustand und Sensitive Taxa Index. Ökologischer Zustand Index Sensitive Taxa I sensi sehr gut 1 ≤ I sensi ≤ (R 0 + 0,5 x R r )/R 0 gut 0,7 ≤ I sensi < 1 mäßig 0,5 ≤ I sensi < 0,7 unbefriedigend 0,25 ≤ I sensi < 0,5 schlecht 09 ≤ I sensi < 0,25 Die Berechnung des Teilindex tolerante Taxa erfolgt auf Basis der Präsenz der Taxa im Vergleich zu einer typspezifischen Referenzartenliste. Die Abundanz = Individuendichte der Taxa spielt keine Rolle. Die Bewertung erfolgt durch Vergleich des Anteils toleranter Taxa an der Probe (n t ) und an der Referenzliste (r t ). In jeder Referenz-Artenliste gibt es eine definierte Anzahl toleranter Taxa (R t ) und damit einen definierten Anteil (r t ) an der Gesamtzahl N Ref der Taxa (r t = R t /N Ref ). Genauso wird die Anzahl der toleranten Taxa in der Probe (N t ) und deren Anteil an der Probe (n t = N t /N Probe ) bestimmt. Der Teilindex berechnet sich als: mit r t = Anteil der toleranten Taxa an der typspezifischen Referenzliste n t = Anteil der toleranten Taxa an der Probe R t = Anzahl toleranten Taxa der typspezifischen Referenzliste N t = Anzahl toleranter Taxa der Probe N Ref = Anzahl Taxa der typspezifischen Referenzliste N Probe = Anzahl Taxa der Probe In jeder Referenz-Artenliste gibt es eine definierte Anzahl toleranter Taxa (R t ) und damit einen definierten Anteil an der Gesamtzahl der Taxa (r t ). Zunächst wird die Anzahl der toleranten Taxa in der Probe (N t ) und deren Anteil an der Probe (n t = N t geteilt durch die Anzahl n der Taxa der Probe) bestimmt. Tab. 6: Ökologischer Zustand und Tolerante Taxa. Ökologischer Zustand Index Tolerante Taxa I tolerant sehr gut 1 ≤ I tolerant ≤ (R t x N Probe )/N Ref gut 0,556 ≤ I tolerant < 1 mäßig 3/(1/r t +2×1,8) ≤ I tolerant < 0,556 unbefriedigend 3/(2/r t +1,8) ≤ I tolerant < 0,5 schlecht r t ≤ I tolerant < 3/(2/r t +1,8) Ausnahmen: Wenn es keine toleranten Taxa in der Probe gibt und die Anzahl der Taxa in der Probe 5 oder weniger beträgt, wird der Indexwert auf 0 gesetzt (schlechter Zustand). Wenn es keine toleranten Taxa in der Probe gibt und die Anzahl der Taxa in der Probe über 5 ist, wird der Indexwert auf 0,3 gesetzt (unbefriedigender Zustand). Der Endwert des MarBIT-Systems wird durch Verrechnung der vier Teilindizes miteinander gebildet. Da die Einzelparameter über unterschiedliche Klassengrenzen und Wertebereiche verfügen, ist vor der Verrechnung eine Transformation (Normierung) auf eine gemeinsame Skala erforderlich. Diese Skala ist die EQR-Skala, welche für jeden der normierten Teilindizes sowie für den MarBIT-EQR gilt: Ökologischer Zustand Intervalle > 0,8 – 1 gut > 0,6 – 0,8 mäßig > 0,4 – 0,6 unbefriedigend > 0,2 – 0,4 schlecht 0 – 0,2 Aus den vier normierten Werten der Teilindizes wird der MarBIT-EQR als arithmetischer Mittelwert und als Median der vier Werte errechnet. Dabei gehen die Teilindizes für die Artenvielfalt (TSI), sowie die sensitiven und toleranten Taxa jeweils mit doppeltem Gewicht in den Mittelwert ein.
Das Projekt "Effect of habitat fragmentation on reptiles in South East Asia" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Zoologisches Forschungsmuseum Alexander König - Leibniz-Institut für Biodiversität der Tiere durchgeführt. Fragmentation of the natural environment has contributed to major biodiversity loss in South East Asia. Reptiles represent a significant biomass and occupy important functions in our ecosystem. However, these organisms are highly sensitive to relatively minor changes in temperature and habitat alteration. In this study we will investigate the effects of habitat fragmentation and potentially climate change on agamids at several sites in Southeast Asia. We will identify the species richness of agamids, their habitat use, and their diet. By using morphometrics, we aim to correlate morphology and habitat use and diet to explore the ecological niches these lizards occupy. We will also test for microhabitat preferences and optima to understand the ecological impacts on these species caused by forest fragmentation. We hope to use this approach to lay the foundations for macro-ecological modelling proving insights into future distributions and the impact of habitat connectivity.
Das Projekt "Exzellenzcluster 80 (EXC): Ozean der Zukunft" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Helmholtz-Zentrum für Ozeanforschung Kiel (GEOMAR), Forschungsbereich 1: Ozeanzirkulation und Klimadynamik, Forschungseinheit Paläo-Ozeanographie durchgeführt. Species richness and ecological niches for planktonic organisms in the surface ocean are threatened by the increasing influence of rising CO2 levels and climate change. For instance, the absorption of 50% of fossil fuel CO2 emissions will effect an estimated pH drop of more than 0.7 units in surface waters (Caldeira and Wickett, 2003). This acidifi-cation will decrease the calcification capability of calcareous planktonic organisms (Riebesell et al. 2000). It may be anticipated that ocean acidification will also reduce the geographical extension of many marine organisms (Guinotte et al. 2003). However, the impacts on ecosystems of calcareous plankton are largely unknown. The adaptations of marine biota have consequences for the validity of paleoceanographical reconstructions by proxy data, for instance stable oxygen and carbon isotopes, planktonic foraminiferal or coccolith assemblage compositions, and trace metal compositions of carbonate shells. These proxies were calibrated with reference sets of sea floor samples and hydrographic data, both collected in the 1960s to 1980s. It is evident that the ongoing climatic changes necessitate an adjustment of proxy calibrations and a re-assessment planktonic habitat structures.
Das Projekt "Palaeo-Evo-Devo of Malacostraca - a key to the evolutionary history of 'higher' crustaceans" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Greifswald, Zoologisches Institut und Museum, Abteilung Cytologie und Evolutionsbiologie durchgeführt. In my project I aim at a better understanding of the evolution of malacostracan crustaceans, which includes very different groups such as mantis shrimps, krill and lobsters. Previous studies on Malacostraca, on extant as well as on fossil representatives, focussed on adult morphology.In contrast to such approaches, I will apply a Palaeo-Evo-Devo approach to shed new light on the evolution of Malacostraca. Palaeo-Evo-Devo uses data of different developmental stages of fossil malacostracan crustaceans, such as larval and juvenile stages. With this approach I aim at bridging morphological gaps between the different diverse lineages of modern malacostracans by providing new insights into the character evolution in these lineages.An extensive number of larval and juvenile malacostracans is present in the fossil record, but which have only scarcely been studied. The backbone of this project will be on malacostracans from the Solnhofen Lithographic Limestones (ca. 150 million years old), which are especially well preserved and exhibit minute details. During previous studies, I developed new documentation methods for tiny fossils from these deposits, e.g., fluorescence composite microscopy, and also discovered the first fossil mantis shrimp larvae. For malcostracan groups that do not occur in Solnhofen, I will investigate fossils from other lagerstätten, e.g., Mazon Creek and Bear Gulch (USA), or Montceaules- Mines and La-Voulte-sur-Rhône (France). The main groups in focus are mantis shrimps and certain other shrimps (e.g., mysids, caridoids), as well as the bottom-living ten-footed crustaceans (reptantians). Examples for studied structures are leg details, including the feeding apparatus, but also eyes. The results will contribute to the reconstruction of 3D computer models.The data collected in this project will be used for evaluating the relationships within Malacostraca, but mainly for providing plausible evolutionary scenarios, how the modern malacostracan diversity evolved. With the Palaeo-Evo-Devo approach, I am also able to detect shifts in developmental timing, called heterochrony, which is interpreted as one of the major driving forces of evolution. Finally, the reconstructed evolutionary patterns can be compared between the different lineages for convergencies. These comparisons might help to explain the convergent adaptation to similar ecological niches in different malacostracan groups, e.g., life in the deep sea, life on the sea bottom, evolution of metamorphosis or of predatory larvae.As the project requires the investigation of a large number of specimens in different groups, I will assign distinct sub-projects to three doctoral researchers. The results of this project will not only be published in peer-reviewed journals, but will also be presented to the non-scientific public, e.g., during fossil fairs or museum exhibitions with 3D models engraved in glass blocks.
Das Projekt "Teilprojekt: Auswirkung von Landnutzung auf die Signal Diversität und das Verhalten von Bestäubern (Plantcol)" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Freiburg, Institut für Biologie I (Zoologie) Arbeitsgruppe Evolutionsbiologie und Ökologie durchgeführt. Communication in plant-pollinator networks contributes to structuring plant communities. In the last 1.5 years, we found that land use diminishes colour diversity of flowers and changes the overall colouration of grasslands. Our overall aim is now to assess whether that change affects plant reproduction by altering their interactions with pollinators and/or herbivores. We will therefore collect quantitative data on floral colouration, seed production, nectar quantity and quality as well as insect visitation to flowers in the grasslands of all Exploratories. Using visual modelling we will analyse whether the sensory ecology of different pollinator groups, altered nutrient availability of plant rewards or differences in the abundance of plant species affect pollinator behaviour, and whether that change affects plant reproduction. Moreover, we will record herbivore damage of flowers and of vegetative tissue. Finally, we will experimentally manipulate nectar rewards and floral colours to tease apart different functional hypothesis on why land use regimes affect floral colour. Combined with data on plant reproduction, we can thus answer whether changes in the visual communication between flowering plants and animals that are caused by land use regimes contribute to structuring plant communities in the grasslands.
Das Projekt "Vorhaben: Akzeptanz, Kosten und Nutzen von Blue Carbon-Ansätzen im Ostseeraum" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Institut für Weltwirtschaft an der Universität Kiel (IfW), Forschungsbereich 'Umwelt und natürliche Ressourcen' durchgeführt. Seegraswiesen erfüllen wichtige ökologische Funktionen und stellen für die Menschen wichtige Ökosystemleistungen (ÖSL) bereit. Insbesondere fördern sie die Biodiversität, stabilisieren das Sediment und unterstützen die Bindung von Nährstoffen. Im Rahmen des fortschreitenden Klimawandels ist zudem verstärkt die Eigenschaft des Seegrases, Kohlenstoff für lange Zeiträume zu binden, in den Fokus des öffentlichen Interesses getreten. Die erfolgreiche Ansiedlung von Seegras kann zu einer Steigerung der Kohlenstoffspeicherung in Küstenökosystemen führen und wird als sogenannte naturnahe Klimalösung (Natural Climate Solution) betrachtet. Diese bieten die Möglichkeit, die Verfolgung der Klimaschutzziele mit den globalen Nachhaltigkeitszielen (SDGs) zu verbinden. Fehlschläge bei bisherigen Wiederansiedlungsmaßnahmen für das gewöhnliche Seegras deuten darauf hin, dass seine ökologische Nische noch wenig verstanden ist. Das Verbundvorhaben schafft die wissenschaftliche Grundlage für eine robuste und wissenschaftlich fundierte Wiederansiedlung von Seegras in südbaltischen Gewässern. Auch soll der Erfolg der Ansiedlung im Hinblick auf die Bereitstellung der wichtigsten ÖSL bewertet werden. Das Vorhaben des IfW konzentriert sich insbesondere auf die Analyse der Kosten und Nutzen sowie der gesellschaftlichen Wahrnehmung und Akzeptanz der Seegrasansiedlung. Darüber hinaus koordiniert und unterstützt das Vorhaben die Kommunikation mit der breiten Öffentlichkeit sowie den Kommunikationsprozess mit Stakeholdern aus Verwaltung und Politik.