Messdaten zur Überwachung der Radioaktivität in der Umwelt, in Lebens- und Futtermitteln
Messdaten zur Überwachung der Radioaktivität in der Umwelt, in Lebens- und Futtermitteln
Fisch des Jahres 2000 ist der Atlantischer Lachs (Salmo salar).
Die Forelle ist zum Fisch des Jahres 2013 gewählt worden. Die zur Familie der Lachsfische (Salmonidae) zählende Forelle gehört wohl zu den bekanntesten heimischen Fischarten. Je nach Lebensweise unterscheidet man drei verschiedene Formen der gleichen Art: Die Bachforelle, die in der Regel ständig in Fließgewässern lebt, die Seeforelle, die in Süßwasserseen vorkommt, zum Laichen aber in die Zuflüsse aufsteigt, und die Meerforelle, die einen Teil ihres Lebens im Salzwasser verbringt und in Lebensweise und Verhalten dem atlantischen Lachs ähnlich ist. Auf der Basis neuerer genetischer Erkenntnisse wird auch die These dreier verschiedener Arten diskutiert.
Im Rahmen der schriftlichen Expertise zur Populationsdynamik des Atlantischen Lachses, der Meerforelle, des Meer- und Flussneunauges sowie des Europäischen Aals wurden mit Fokus auf die Überlebensraten relevante Populationsparameter sowie Mortalitätsursachen aus der Literatur zusammengetragen, evaluiert und deren Übertragbarkeit auf das Wesersystem geprüft. Veröffentlicht in Texte | 76/2011.
LANUV und Fischerei zählen abwandernde Junglachse an der Agger Wer in den nächsten Wochen die Agger, den größten Nebenfluss der Sieg besucht, wird sich vielleicht wundern: Er wird auf eine „Rotary Screw Trap“ stoßen, eine Fischfalle. Mit dieser Fangvorrichtung werden in den letzten beiden Jahren geborene flussabwärts schwimmende Junglachse gefangen um sie zu zählen und zu vermessen. Anschließend werden sie für ihre weite Wanderung ins Meer wieder freigelassen. Das LANUV bittet alle Kanufahrer, die deutlich gekennzeichnete Vorrichtung weitläufig zu umfahren und alle Spaziergänger, möglichst Abstand von der Fischfalle zu halten, um die Junglachse nicht vor der Falle zu verscheuchen. Die Aktion gehört zu dem zunächst bis 2020 geplanten Monitoring, mit dem der Erfolg der Lachs-Wiederansiedlung überprüft wird. Die Wiederansiedlung des Lachses im Rheinsystem ist Teil des Wanderfischprogramms NRW, das hier an der Sieg in Kooperation von LANUV, Fischereiverbänden und Fischereigenossenschaften durchgeführt wird. Karin Camara, zuständige LANUV-Dezernentin für Fischerei aus Albaum: „Die ersten Besatzmaßnahmen mit Lachsen wurden im Jahre 1988 durchgeführt. Seit mehr als 10 Jahren werden wieder zahlreiche junge Lachse im Siegsystem geboren. Hier an der Agger ist zurzeit der beste Ort um sie zu zählen und den Erfolg der Wiederansiedlung zu überprüfen. In dieser Saison rechnen wir hier mit mehreren 1.000 abwandernden Junglachsen“ Zum Wanderfischprogramm NRW Im Rahmen des Wanderfischprogramms NRW und des Rhein-Programms „Lachs 2020“ der internationalen Kommission zum Schutz des Rheins (IKSR) wurde die Sieg mit ihren Nebengewässern bereits Ende der 1990iger Jahre als Programmgewässer für die Wiederansiedlung mit dem in Deutschland ausgestorbenen atlantischen Lachs ( Salmo salar ) ausgewählt. Die Agger hat eine besondere Bedeutung, denn sie ist der größte Zufluss der Sieg. Hier zeigen sich deutliche Erfolge der Wiederansiedlung des Lachses, und seit 2014 werden gar keine Lachse mehr dort ausgesetzt um die jüngste Entwicklung des lokalen Lachsbestands genauer zu beobachten. Denn die Lachse vermehren sich hier schon am längsten auf natürliche Art und Weise – und genau das ist eines der Ziele des Wanderfischprogramms. Die Agger stellt damit den einzigen Lachsfluss im gesamten Rheinsystem dar, in dem die aus ihren Kinderstuben ins Meer abwandernden Junglachse (Smolts) ausschließlich aus natürlicher Vermehrung stammen. Um zu überprüfen, ob das auch so bleibt und vor allem um zu klären wie sich der Lachsbestand weiter entwickelt, bedienen sich Fischerei und Land NRW hierbei einer speziellen, in Übersee entwickelten Fangvorrichtung, der sogenannten „Rotary Screw Trap“. Mehr zum Wanderfischprogramm: https://www.lanuv.nrw.de/natur/fischereioekologie/wanderfischprogramm/ Downloads: Fotos: Fischfalle ("Rotray Screw Trap“) für die Vermessung und Zählung abwandernder Junglachse. © Stefan Staas . Junglachse im Entwicklungsstadium „Parr“, vor Ihrer Umwandlung zu den silbrig gefärbten, abwanderbereiten Entwicklungsstadien (Smolts) © Horst Stolzenburg. Der Abdruck der Fotos ist nur bei Nennung des Autors und in Verbindung mit dieser Pressemitteilung kostenfrei. Fotos: Fischfalle ("Rotray Screw Trap“) für die Vermessung und Zählung abwandernder Junglachse. © Stefan Staas . Junglachse im Entwicklungsstadium „Parr“, vor Ihrer Umwandlung zu den silbrig gefärbten, abwanderbereiten Entwicklungsstadien (Smolts) © Horst Stolzenburg. Der Abdruck der Fotos ist nur bei Nennung des Autors und in Verbindung mit dieser Pressemitteilung kostenfrei. Pressemitteilung
Die ursprüngliche Fischfauna der Berliner Gewässer umfasst 36 Rundmäuler und Fischarten. Aktuell kommen 40 Fischarten in den Berliner Gewässern vor. Davon sind 11 Fischarten nicht heimisch (Neobiota). Am häufigsten sind die Fischarten Plötze, Barsch, Blei, Aal und Hecht. Von der ursprünglichen Fischfauna gelten Bachneunauge, Barbe, Europäischer Stör, Flussneunauge, Atlantischer Lachs, Meerneunauge und Zährte als ausgestorbene oder verschollene Arten. Zur Aufrechterhaltung des Lebenszyklus der Arten ist eine Durchwanderbarkeit der Fließgewässer notwendig. Die dafür notwendige Durchgängigkeit ist in vielen Bereichen von Havel und Spree derzeit nicht gegeben. Fische in Berlin – Bilanz der Artenvielfalt (Broschüre) Fischarten in Berlin (Umweltatlaskarte Fischfauna)
Die lokalen Besonderheiten der fischfaunistischen Besiedlung führten dazu, dass die Erarbeitung der Referenzzönosen für die Bewertung der Fische gemäß WRRL von den deutschen Bundesländern unabhängig, aber nach einer einheitlichen Verfahrensempfehlung des „ Handbuch zu fiBS “ (Dußling 2009), erfolgten. Im Ergebnis entstanden fischfaunistische Referenzen für Gewässer und Gewässerabschnitte in unterschiedlicher räumlicher Auflösung. Die Ableitung der Referenzzönose im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial erfolgt in drei Schritten. Unter Berücksichtigung der relativen Abundanz werden drei Gruppen differenziert, denen eine unterschiedliche Bedeutung innerhalb der Bewertung zukommt. 1. Typspezifische Arten – Dominanzanteil ≥ 1 % Die Arten sind in der Referenz-Fischzöne mit einem Anteil ≥ 1 % vertreten. Sie sollten in ausreichender Häufigkeit vertreten sein, so dass sie im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial bei einer repräsentativen Probenahme alle nachweisbar sind. 2. Leitarten – Dominanz ≥ 5 % Teilmenge der typspezifischen Arten, die in der Referenz-Fischzöne mit einem Anteil ≥ 5 % vertreten sind. Als Leitarten werden die Arten bezeichnet, die an die Bedingungen des betreffenden Fließgewässerabschnitts angepasst sind und zu den am häufigsten zu erwartenden Fischarten gehören. Im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial sollten diese Arten in einer repräsentativen Probenahme vollständig und mit referenzähnlichen relativen Abundanzen vertreten sein. 3. Begleitart - Dominanzanteil < 1 % Die Arten sind in der Referenz-Fischzöne mit einem Anteil < 1 % vertreten . Die Arten kommen in diesem Gewässerabschnitt im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial meist, jedoch nicht zwingend vor und sind so selten, dass sie bei einer repräsentativen Probenahme nicht alle nachweisbar sind. Die Modellierung der fischfaunistischen Referenz im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial basierte auf mehreren Grundlagen. Historische Daten Daten aus weitgehend ungestörten Gewässern, deren Fischbestand als naturnah gelten kann (best-of-Ansatz) Natürliche zoogeographische Verbreitungsmuster Nutzung von Expertenwissen zum Zusammenhang zwischen abiotischen Parametern (Gefälle, Gewässerbreite, Wassertiefe, Temperatur…) und den Habitatansprüchen einzelner Fischarten Zu beachten ist, dass die so modellierten Referenzzustände nicht die Zusammensetzung der tatsächlichen Fischlebensgemeinschaft repräsentieren. In ihnen werden bereits die Nachweisbarkeit der Arten mit der standardisierten Untersuchungsmethodik und ihrer Bedeutung im Bewertungsverfahren berücksichtigt. Die Bewertung des ökologischen Zustands von Fließgewässern bzw. Fließgewässer-Wasserkörpern mit dem fischbasierten Bewertungssystem ( fiBS ) erfolgt grundsätzlich auf Basis des gültigen fischfaunistischen Referenzzustandes und der Daten repräsentativer Befischungen. In Ausnahmefällen können diese Befischungsdaten jedoch vor der Verwendung im Bewertungssystem durch Ersatz-Daten (Dummy-Daten) ergänzt werden (Abb. 1). Dies ist zulässig, sofern Fischarten aufgrund ihrer Lebensweise nicht mit den eingesetzten Probenahmemethoden sicher nachweisbar sind, ihr Vorkommen jedoch an der Probestelle über andere Nachweismethoden sicher belegt ist. Beispiele hierfür sind Wanderfischarten wie Atlantischer Lachs, Fluss- und Meerneunauge oder Maifisch, die mit elektrofischereilicher Probennahme während des Monitoringzeitraums im Spätsommer / Herbst nicht oder nur sehr schlecht nachweisbar sind. Abb. 1: Schema Grundprinzip fiBS Bewertung. Das fischbasierte Bewertungssystem ist zur Bewertung des Hauptgerinnes konzipiert. Flussauen und Seitenarme sind mit fiBS nur bewertbar, wenn es sich um fließende Gewässerlebensräume handelt und entsprechende Referenzzönosen vorliegen. Das Grundprinzip des Bewertungsverfahrens beruht auf dem Vergleich der aktuellen Fischzönose mit einem fischfaunistischen Referenzzustand. Mit zunehmendem Grad der Abweichung der aktuellen Fischzönose vom Referenzzustand verschlechtert sich das Bewertungsergebnis. Der Bewertung liegen fischökologische Bewertungsparameter oder Metrics zu Grunde, die zu übergeordneten Qualitätsmerkmalen aggregiert werden. Eine besondere Bedeutung kommt den ökologischen Gilden, also funktionalen Gruppen der Fischzönose zu. Dies betrifft die Strömungspräferenz der Arten sowie deren Ansprüche hinsichtlich der Laichhabitate, Nahrung und Migrationsdistanz. In einzelnen Metrics werden jedoch auch die ökologischen Ansprüche einzelner Arten berücksichtigt. Zur Berechnung der Gesamtbewertung erfolgt zunächst eine Bewertung der einzelnen Qualitätsmerkmale, die z. T. auf mehreren Einzelmetrics basiert. Aus den Bewertungsergebnissen der sechs Qualitätsmerkmale wird anschließend die Gesamtbewertung einer Probestelle berechnet. Diese wird in natürlicherweise artenarmen Gewässern durch eine Bewertung der Fischbestandsdichte ergänzt (Tab. 1). Tab. 1: Qualitätsmerkmale und zugehörige Einzelmetrics des fischbasierten Bewertungssystems (fiBS). Qualitätsmerkmal Parameter Qualitätsmerkmal A: Arten und Gildeninventar (1) Anzahl der typspezifischen Arten (2) Anzahl der Begleitarten (3) Anzahl der anadromen und potamodromen Arten (4) Vorhandensein von referenzfernen Arten (5) Anzahl der Habitat-Gilden (6) Vorhandensein von referenzfernen Habitat-Gilden (7) Anzahl der Reproduktions-Gilden (8) Vorhandensein von referenzfernen Reproduktions-Gilden (9) Anzahl der Trophie-Gilden (10) Vorhandensein von referenzfernen Trophie-Gilden Qualitätsmerkmal B: Arten und Gildenabundanz (11) Abundanz der Leitarten (12) Barsch/Rotaugen-Abundanz (13) Verteilung der ökologischen Gilden (14) Quantitativer Reproduktionsnachweis bei allen Leitarten über den Nachweis des jeweiligen Anteils des Altersstadiums 0+ am Gesamtfang der Art sowie des Anteils adulter Tiere Qualitätsmerkmal D: Migration (15) Migrationsindex (MI) Qualitätsmerkmal E: Fischregion (16) Fischregionsgesamtindex (FRIges) Qualitätsmerkmal F: Dominante Arten (17) Leitartenindex (LAI) (18) Community Dominance Index (CDI)* * nur relevant für bei Referenz-Fischzönose ≥ 10 Arten Qualitätsmerkmal Arten- und Gildeninventar Es wird die Anzahl der an der Probestelle nachgewiesenen Arten und ökologischen Gilden mit denen des fischfaunistischen Referenzzustands verglichen und bewertet. Es fließen mit Ausnahme der Migrations-Gilden, die gesondert bewertet werden, alle Habitat- und Nahrungsgilden ein. Referenzferne Gilden und Arten führen bei Gewässern mit weniger als 10 Referenzarten zur Abwertung des Ergebnisses. Bewertungsrelevant sind zudem die Anzahl der typspezifischen Arten, der Begleitarten, anadromer und potamodromer Arten sowie typfremder Arten. Qualitätsmerkmal Artenabundanz und Gildenverteilung Die nachgewiesenen Abundanzverhältnisse im Bereich der Probestelle werden mit denen der Referenz-Fischzönose verglichen und bewertet. Überprüft wird die relative Abundanz der Leitarten, die aufaddierte Abundanz von Flussbarsch und Rotauge sowie ausgewählter ökologischer Gilden. Je stärker die relativen Abundanzen der nachgewiesenen Fischzönose von denen der Referenzzönose abweichen, desto schlechter ist das Bewertungsergebnis. Im Donausystem wird der Aal bei der Berechnung der Abundanz der Leitarten nicht berücksichtigt. Qualitätsmerkmal Altersstruktur Dieses Qualitätsmerkmal bewertet den Reproduktionserfolg der Leitfischarten entsprechend des fischfaunistischen Referenzzustandes. Bewertungsrelevant ist der Anteil der 0+ Fische am Gesamtbestand einer Art, der bei einer ausgewogenen Altersstruktur bestimmte Grenzwerte nicht unter- und überschreiten sollte. Der Aal bleibt aufgrund der marinen Fortpflanzung unberücksichtigt. Qualitätsmerkmal Migration Dieses Qualitätsmerkmal soll Defizite der ökologischen Durchgängigkeit indizieren. Als Grundlage der Bewertung sind die Fischarten in Abhängigkeit von ihrer Mobilität, genauer der Migrationsdistanz, fünf Migrationsdistanzklassen mit einem Klassenwert von 1 bis 5 (Index) zugeordnet (Tabelle 1). Tab. 2: Klassen unterschiedlicher Migrationsdistanzen und zugeordneter numerischer Klassenwert zur Errechnung des Migrationsindex. Migrationsdistanzklasse Klassenwert kurz 1 kurz - mittel 2 mittel 3 mittel - lang 4 lang 5 Der entsprechend der Individuenanzahl (bzw. relative Abundanz) gewichtete Mittelwert dieser Migrationsdistanzklassen bildet den Migrationsindex: MI = Migrationsindex N X = Anzahl Individuen pro Migrationsdistanzklasse: K kurz K-M kurz bis mittel M mittel M-L mittel bis lang L lang N ges = Gesamtanzahl Individuen an Probestelle Je stärker der Index der nachgewiesenen Fischzönose den der Referenzzönose unterschreitet, desto schlechter ist das Bewertungsergebnis, da dies auf Defizite der ökologischen Durchgängigkeit hinweisen kann. Ist der Migrationsindex höher als der der Referenzzönose, beeinflusst dies das Bewertungsergebnis nicht negativ. Qualitätsmerkmal Fischregion Dieses Qualitätsmerkmal soll anthropogene Eingriffe indizieren, die den Gewässercharakter Richtung Oberlauf (Rhithralisierung) oder Unterlauf (Potamalisierung) verschieben. Die Grundlage hierfür bildet der Fischregionsindex, als Maß für die Verbreitungsschwerpunkte einer Art im längszonalen Verlauf der Fließgewässer. Es werden sechs Fließgewässerregionen unterschieden, denen numerische Klassenwerte zugeordnet sind (Tab. 2). Die Wahrscheinlichkeit des Vorkommens einer Art innerhalb dieser Regionen normiert auf einer Skala von 0 (kein Vorkommen) bis 12 (höchste Wahrscheinlichkeit) bestimmt in Kombination mit dem Regionsklassenwert den artspezifischen Fischregionsindex. Zusätzlich wird eine aus der auf die Fischregionen bezogene Wahrscheinlichkeitsverteilung resultierende artspezifische Fischregionsvarianz (S² FRI) gebildet. Sie stellt ein Maß für die natürliche Streuung einer Fischart im Fließgewässerlängsverlauf dar. Je stärker sich das Vorkommen einer Art auf eine der sechs Fischregionen konzertiert, desto kleiner ist diese Fischregionsvarianz. Sie bestimmt somit das Indikatorgewicht des Fischregionsindex jeder einzelnen Art. Der Bewertung mit dem fischbasierten Bewertungssystem liegen artspezifische Werte für den Fischregionsindex sowie die Fischregionsvarianz zugrunde, die bei der Entwicklung des Bewertungsverfahrens festgelegt wurden. Tab. 3: Fließgewässerregionen und zugeordnete numerischer Klassenwert zur Errechnung des Fischregionsindex. Fließgewässerregion Klassenwert Epirhithral 3 Metarhithral 4 Hyporhithral 5 Epipotamal 6 Metapotamal 7 Hypopotamal 8 Der Fischregionsindex der gesamten Fischzönose errechnet sich aus der Individuenanzahl (bzw. relativen Abundanz) sowie den artspezifischen Fischregionsindices und der Fischregionsvarianz: FRI ges = Fischregions-Gesamtindex der Fischzönose FRI i = FRI der Fischart i n i = Anzahl der Individuen (oder Anteil) der Fischart S 2 i = S² (Fischregionsvarianz) der Fischart i Je stärker der Fischregionsindex der nachgewiesenen Fischzönose von dem der Referenzzönose abweicht, desto schlechter wird das Bewertungsergebnis. Da der Fischregionsindex in den Oberläufen stärkeren natürlichen Schwankungen unterliegt als im Unterlauf werden für die Bewertung der ökologischen Zustandsklassen bei Fischzönosen mit einem Fischregionsindex der Referenz über 5,7 größere Abweichungen toleriert als für solche mit einem Fischregionsindex von 5,7 und darunter. Eine detaillierte Erläuterung hierzu enthält das „Handbuch zu fiBS“ (Dußling 2009). Für Gewässer im Donausystem wird der Aal zur Berechnung des Fischartenindex nicht berücksichtigt. Qualitätsmerkmal Dominante Arten Bei diesem Qualitätsmerkmal wird bewertet, wie stark die im nachgewiesenen Fischbestand dominierenden Arten hinsichtlich ihrer relativen Abundanz vom fischfaunistischen Referenzzustand abweichen. Ein Parameter ist der Leitartenindex (LAI). Er spielgelt die Anzahl der im Referenzzustand enthaltenen Leitarten wider, die an der Probestelle nachgewiesen wurden. Zusätzlich fließt bei artenreichen Fischzönosen mit einer Referenzartenanzahl > 10 der Community Dominance Index (CDI) in die Bewertung ein, der die Ausgewogenheit der Arten-Häufigkeits-Verteilung charakterisiert. Dominieren die zwei häufigsten Arten die Lebensgemeinschaft deutlich stärker als vorgegeben, erfolgt eine Abwertung. Der Community Dominance Index (CDI) ist abhängig von der Artenanzahl in der Lebensgemeinschaft. Der Bewertung liegen daher abhängig von der Referenz-Artenanzahl unterschiedliche Grenzwerte zu Grunde. Für Lebensgemeinschaften mit weniger als 10 Referenzarten ist dieser Index nicht relevant. Im Donausystem wird der Aal bei der Berechnung beider Indices nicht berücksichtigt. Experteneinschätzung Gesamtindividuendichte Die Experteneinschätzung zur Gesamtindividuendichte ist ein übergeordnetes „KO-Kriterium“ für den guten ökologischen Zustand und das gute ökologische Potenzial in Gewässern mit weniger als 10 Referenzarten. Sie ist vor allem in natürlicherweise artenarmen Rhithralgewässern bewertungsrelevant und führt zu einer zusätzlichen Bewertung der Fischbestandsdichte als absolutes Abundanzmaß. Wird die Gesamtindividuendichte durch den bewertenden Experten aufgrund anthropogener Beeinträchtigungen als stark verringert eingeschätzt, wird das Bewertungsergebnis wie folgt abgewertet. Ist eine geringe Individuendichte hingegen auf natürliche Ursachen zurückzuführen, bleibt das Bewertungsergebnis unverändert. Die Gesamtbewertung erfolgt auf Basis der Ergebnisse der Einzelmetrics (Parameter). Im ersten Schritt werden die Parameterausprägungen der nachgewiesenen Fischzönose mit denen im Referenzzustand verglichen und nach einem Punktesystem drei Klassen (Tab. 4) zugeordnet. Tab. 4: Ausprägung der Ergebnisse der Einzelmetrics und resultierende Bewertungspunktzahl. Nachgewiesener Zustand an Probestelle Punkte Geringe Abweichung von Zielwert - sehr guter ökologischer Zustand 5 Moderate Abweichung von Zielwert - guter ökologischer Zustand 3 Große Abweichung von Zielwert –ökologischer Zustand mäßig oder schlechter 1 Im zweiten Schritt werden die übergeordneten Qualitätsmerkmale auf Basis dieser Einzelpunkte bewertet. Dies erfolgt durch einfache Mittelwertbildung. Die Gesamtbewertung basiert auf den Ergebnissen der sechs Qualitätsmerkmale. Zunächst wird der Mittelwert aus den Qualitätsmerkmalen Migration, Fischregion und Dominate Arten gebildet (Abbildung 8, Abbildung 9). Aus diesem Wert wird unter Berücksichtigung des Arten- und Gildeninventars, der Artabundanz und Gildenverteilung sowie der Altersstruktur wiederum durch Mittelwertbildung die Gesamtbewertung berechnet (Abb. 2, Abb. 3). Es resultiert ein Indexwert zwischen 1 und 5, mit einer Genauigkeit von zwei Nachkommastellen. Die Zuordnung der Indexbewertung zu den ökologischen Zustandsklassen erfolgt entsprechend Tabelle 5. Tab. 5: Punktzahl der Gesamtbewertung (Zusammenfassung Qualitätsmerkmale) und resultierende ökologische Zustandsklasse. Gesamtbewertung (Indexklassen) ökologische Zustandsklasse > 3,75 sehr gut > 2,50 – 3,75 gut > 2,00 – 2,50 mäßig > 1,50 – 2,00 unbefriedigend ≤ 1,50 schlecht Abb. 2: Schematische Darstellung der mit fiBS durchgeführten fischbasierten Bewertung von Fließgewässerabschnitten mit einer Referenz-Fischzönose von < 10 Arten; Quelle: Handbuch zu fiBS (Dußling 2009). Abb. 3: Schematische Darstellung der mit fiBS durchgeführten fischbasierten Bewertung von Fließgewässerabschnitten mit einer Referenz-Fischzönose von ≥ 10 Arten; Quelle: Handbuch zu fiBS (Dußling 2009). Das Ergebnis der Indexbewertung ist einer Plausibilitätsprüfung zu unterziehen. Sofern durch den Experten eine deutliche Fehlbewertung festgestellt wird, kann das indexbasierte Bewertungsergebnis korrigiert werden. Derartige Korrekturen sind immer klar zu begründen und zu dokumentieren. Sie können insbesondere in folgenden Fällen erforderlich sein: Artenarme Gewässer (siehe Experteneinschätzung Individuendichte) Referenzferne Arten Das Vorkommen referenzferner Arten ist nicht immer auf Degradationen im Fließgewässer zurückzuführen. Dies gilt beispielsweise für Stillwasserarten, die aus angrenzenden Standgewässern in Gewässeroberläufe eingetragen werden. In der Regel können sich diese Arten nicht dauerhaft im Bereich der Probestelle etablieren und sind nur temporär nachweisbar. Ihr Vorkommen ist somit nicht auf Defizite im Fließgewässer zurückzuführen und sollte keine Abwertung des ökologischen Zustands bewirken. Massenaufkommen Auch in natürlichen Gewässer kann es zum vorrübergehenden Massenaufkommen, insbesondere von Kleinfischarten mit hoher Reproduktionsrate (z.B. Elritze oder Ukelei) kommen. In der Folge sind diese Arten temporär in sehr großen relativen Abundanzen vertreten. Dies kann das Bewertungsergebnis deutlich negativ beeinflussen. Ist davon auszugehen, dass die starke Dominanz einer Art nur kurzzeitig gegeben sowie nicht auf Defizite im Gewässer zurückzuführen war und der Fischregionsindex der Massenart nur geringfügig von dem des fischfaunistischen Referenzzustands abweicht, kann das Bewertungsergebnis korrigiert werden. Fischbesatz Die Fischbestände der Fließgewässer werden häufig angelsportlich oder fischereiwirtschaftlich genutzt. Hierzu gehört der Besatz von Fischen. Diese Besatzfische können das Bewertungsergebnis positiv beeinflussen, sofern Arten eingebracht werden, die sich nicht natürlich reproduzieren könnten. Finden Jungfische (Subadulte) und geschlechtsreife Tiere (Adulte) günstige Habitatbedingungen besitzt ihr Vorkommen dennoch eine Indikatorfunktion für die Umweltbedingungen an der Probstelle. In diesem Fall ist deren Berücksichtigung in der Bewertung gerechtfertigt. Ist jedoch keine natürliche Reproduktion möglich, da geeignete Laichhabitate fehlen, verursacht der Nachweis künstlich besetzter 0+ Fische eine ungerechtfertigte Verbesserung des Bewertungsergebnisses. In diesem Fall dürften diese Tiere für die Bewertung nicht berücksichtigt werden. Prädation Ist der Fischbestand stark durch externe Räuber beeinflusst, spiegelt die Fischzönose nicht den Zustand des Gewässers wider. Durch die Fraßaktivität der Räuber in ihrer Zusammensetzung und Bestandsdichte deutlich veränderte Fischzönosen werden häufig schlecht bewertet. Dies ist nicht gerechtfertigt, da es sich nicht um eine anthropogene Beeinträchtigung des Gewässers handelt. Das Bewertungsergebnis kann korrigiert werden. Als Grundlage zur Ermittlung des höchsten ökologischen Potenzials sowie der Herleitung der Klassengrenzen für die weiteren Potenzialstufen dienen dabei die rezenten „best of-Werte“ (Taxazahlen und Abundanzwerte). FAT-FW ist ein multimetrisches Bewertungsverfahren. Die Bewertung erfolgt über acht bewertungsrelevante Messgrößen (Metrics 1 - 8), die z. T. in Submetrics untergliedert sind. Zusätzlich wird zu drei weiteren Metrics (Metrics 9 - 11) eine nicht bewertungsrelevante Einschätzung gegeben („nur nachrichtlich“) (Tab. 6). Über die verschiedenen Messgrößen werden der Zustand ausgewählter ökologischer Gilden (diadrome Arten, limnische Arten) und die Abundanzen ausgewählter Arten(gruppen) (Stint, Finte, Flunder, Dreist. Stichling, Kaulbarsch, Cyprinidae) bewertet. Der Parameter Altersstruktur wird über eine spezifische Bewertung der Altersstadien (Ei/Larve/juvenil (0+), subadult und adult) der ästuarinen Charakterarten Finte und Stint berücksichtigt. Weiterhin ist, zunächst noch optional, die Berücksichtigung der Altersstruktur über eine Gewichtung der Abundanzmetrics von Dreist. Stichling, Kaulbarsch und Cyprinidae möglich. Tab. 6: Messgrößen des fischbasierten Bewertungswerkzeugs für ästuarine limnische Fließgewässer (FAT-FW) (Bioconsult 2014). Artenspektrum Metric 1: Diadrome Arten Metric 1-1-1: „ästuarin“ (Stint, Finte, Schnäpel, Stör) Metric 1-1-2: „ästuarin / transit“ (Flunder, Dreist. Stichling, Sandgrundel) Metric 1-2: „transit“ (Aal, Maifisch, Meerneunauge, Flussneunauge, Lachs, Meerforelle) Metric 2: Limnische Arten Metric 2-1: Cyprinidae Metric 2-2: Percidae Metric 2-3: Sonstige (7 Familien) Metric (nur nachrichtlich): Neozoa (z.B. Schwarzmundgrundel, Giebel, Regenbogenforelle) Metric (nur nachrichtlich): Marine Gilden (z.B. Hering, Sprotte, Meeräsche, Scholle) Abundanz ausgewählter Arten(gruppen) Gruppe „ästuarine Arten“ Metric 3: Stint Metric 4: Finte Gruppe „ästuarin-transit Arten“ Metric 5: Flunder Metric 6: Dreist. Stichling Gruppe „limnische Arten Metric 7: Kaulbarsch Metric 8: Cyprinidae Metric 9 (nur nachrichtlich) : Rapfen „Sonstige“ Metric 10 (nur nachrichtlich): Neozoa Metric 11 (nur nachrichtlich): Marine Gilden Die Bewertung resultiert aus einer Ermittlung der Ähnlichkeiten der einzelnen Metrics mit der Referenz (=1), wobei je nach berechnetem Ähnlichkeitswert eine Vergabe von so genannten Wertpunkten (Scores) erfolgt (Tab. 7). Tab. 7: Zuordnung der Metricergebnisse zu Punktwerten (Scores) über einen Vergleich der Ähnlichkeit (Übereinstimmung von Ist-Wert und Referenzwerten). Messgröße/Metric Ähnlichkeit Score Artenspektrum > 0,8 sehr hohe Übereinstimmung 5 (Metrics 1 und 2) > 0,6 4 und > 0,4 3 Abundanz > 0,2 2 (Metrics 3 bis 8) ≤ 0,2 sehr geringe Übereinstimmung 1 Für die Berechnung der Gesamtbewertung (Ecological Quality Ratio (Gesamt-EQR)) werden die Punktewerte summiert und mit der maximal und minimal möglichen Punktzahl verrechnet. Bei 11 Metrics kann eine maximale Punktzahl von 55 und eine minimale Punktzahl von 11 erreicht werden. Die Berechnung des EQR basiert auf folgendem Algorithmus: Gesamt-EQR = ∑ Ist - ∑ Min / ∑ Max - ∑ Min Der abschließende Schritt ist die Zuordnung des EQR-Wertes zu der entsprechenden ökologischen Potenzialklasse (Tab. 8). Die Abstufung entspricht den für die Bewertung der Übergangsgewässer verwendeten und interkalibrierten Klassengrenzen. Tab. 8: Festlegung der EQR-Klassengrenzen für das ökologische Potenzial. EQR-Wert Ökologisches Potenzial >/= 0,9 höchstes Potenzial 0,68 - < 0,9 gut 0,4 - < 0,68 mäßig 0,2 - < 0,4 unbefriedigend < 0,2 schlecht Eine ausführliche Beschreibung des Bewertungsverfahrens findet sich in Bioconsult (2014). Das Bewertungsverfahren MGFI integriert bereits anthropogene Nutzungen und sonstige Einflüsse, da die im Verfahren genutzten Referenzen aus aktuellen Daten abgeleitet worden sind. Grund hierfür ist, dass zu den nicht tideoffenen Marschengewässern nur wenige historische fischfaunistische Daten zur Verfügung stehen. Die Bewertung über den MGFI erfolgt in den drei Modulen Artengemeinschaft (qualitatives Vorhandensein von Arten der einzelnen Gilden), Häufigkeiten / Abundanzen (Häufigkeit von Vertretern der drei berücksichtigten ökologischen Gilden) und Altersstruktur (Altersstruktur von Vertretern der drei ökologischen Gilden). Als Indikatoren werden 19 Fischarten zugrundegelegt, die sich in drei ökologische Gilden aufteilen: Indifferente Arten (n = 12): Diese Arten besitzen keine speziellen Habitatansprüche und besiedeln vegetationsfreie bis vegetationsreiche Gewässer, z. B. Rotauge, Brassen, Güster, Flussbarsch, Hecht. Stillgewässerarten (n = 4): typische Besiedler von stehenden bzw. ruhig fließenden Gewässern mit meist ausgeprägten Makrophytenbeständen, die auch zur Eiablage genutzt werden. Dies sind Karausche, Rotfeder, Moderlieschen und Schleie. Auenarten (n = 3): Pionierarten und ausgeprägte Spezialisten naturnaher Auenlandschaften, die besonders an die hohe Dynamik der dort vorkommenden Gewässertypen angepasst sind. Marschengewässer sind als Sekundär- oder Ersatzlebensräume von besonderer Bedeutung für die Arten Schlammpeitzger, Steinbeißer, Bitterling. Der MGFI umfasst insgesamt neun bewertungsrelevante Metrics (Tab. 9). Für jeden der neun Metrics können maximal fünf Scorewerte vergeben werden, so dass sich eine maximale Punktzahl von 45 und eine minimale Punktzahl von 9 ergibt. Tab. 9: Matrix zur Bewertung von nicht tideoffenen Marschengewässern anhand der Fischfauna (Bioconsult 2006). * indifferente Gilde + rheophil-indifferente + ästuarin-diadrom-indifferente Arten (vgl. Referenzartenliste in Bioconsult 2006) ** nicht zwingend in gesielten oder geschöpften Marschengewässern *** ggf. als Sondermetric einbeziehen n.b. derzeit nicht in die Bewertung einbezogen MW Mittelwert AG Altersgruppe Kmax maximaler Häufigkeitswert bezogen auf das jeweilige Metric Die Gesamtsumme der für die neun Metrics erreichten Scorewerte wird anschließend zu einem Ecological Quality Ratio (EQR) umgerechnet, wobei jeder EQR-Wert einer bestimmten Klasse des ökologischen Potenzials zugeordnet ist (Tab. 10). Bei Messgrößen, bei denen mehrere Arten berücksichtigt werden, werden zunächst die Einzelwerte summiert und anschließend die Summe einer Kategorie zugeordnet. Die Berechnung des EQR erfolgt abschließend nach folgender Formel: EQR = (Summe Ist – Summe Min) / (Summe Max – Summe Min) Unabhängig davon gilt das gute ökologische Potenzial grundsätzlich als nicht erreicht, wenn ein Einzelmetric (aus einer Gilde) als „schlecht“ klassifiziert wird. Tab. 10: EQR-Werte mit Zuordnung des ökologischen Potenzials zur Bewertung von nicht tideoffenen Marschengewässern anhand der Fischfauna. EQR-Wert Ökologisches Potenzial > 0,76 höchstes Potenzial ≤ 0,76- > 0,55 gut ≤ 0,55 - > 0,26 mäßig ≤ 0,26 - > 0,11 unbefriedigend ≤ 0,11 schlecht
Vertreter der Fische bilden in Fließgewässern häufig die obere Ebene des aquatischen Nahrungsnetzes. Infolge dessen reagiert die Qualitätskomponente Fischfauna auch empfindlich auf Schad- und Nährstoffe innerhalb des Ökosystems. In den Oberläufen steht die Bachforelle an der Spitze des Nahrungsnetzes (Abb. 1). Im Unterlauf der großen Flüsse sind es eher die Raubfische Hecht, Wels und Rapfen. Viele Fischarten benötigen im Verlauf ihres Lebenszyklus zudem Habitate mit unterschiedlichsten Umweltbedingungen. Ein prominentes Beispiel hierfür ist der Atlantische Lachs (S almo salar ), welcher im Salzwasser heranwächst, dessen Fortpflanzungshabitate jedoch im Mittel- bis Oberlauf der Fließgewässer zu finden sind. Der Lebensraum Fließgewässer ist durch ständige Veränderungen geprägt. Neben lokalen Änderungen zum Beispiel der Abflusssituation, des Gewässerverlaufes oder der Wassertemperatur, unterscheiden sich die Umweltbedingungen im Ober-, Mittel und Unterlauf erheblich. Die meist gefällereichen Oberläufe, vor allem in den Mittelgebirgen, sind durch hohe Fließgeschwindigkeiten, niedrigere Jahresmitteltemperaturen und grobes Sohlsubstrat geprägt. Richtung Unterlauf verringert sich die Strömung, die Jahresmitteltemperaturen steigen und feiner Kies sowie Sande bestimmen zunehmend die Gewässersohle. Aufgrund der gerichteten Änderung der Habitatbedingungen im Längsverlauf der Fließgewässer, wechseln die Besiedlungsschwerpunkte der Fischarten. Es lassen sich typische Fischlebensgemeinschaften beschreiben, die zur Abgrenzung von Fischregionen genutzt werden. Neben den namensgebenden Arten umfassen die Lebensgemeinschaften stets weitere typische Fischarten, deren Anzahl und damit die Komplexität der Fischlebensgemeinschaft vom Ober- zum Unterlauf zunimmt. Viele Flussfische sind, wenn auch nicht so drastisch, auf zyklische Wechsel zwischen Teillebensräumen angewiesen, um alle im Verlauf ihrer Entwicklung erforderlichen Habitate zu erreichen. Aus diesem Grund reagieren Fische sehr sensibel auf Unterbrechungen des Fließgewässerkontinuums (ökologische Durchgängigkeit) infolge menschlicher Eingriffe. Hierzu gehören Querverbauungen, wie Wehre und Staue, aber auch Wasserentnahmen sowie thermische oder chemische Belastungen innerhalb ihrer natürlichen Wanderwege. Der hohe Anspruch an die Habitatvielfalt lässt die Fischfauna zudem sensibel auf die Degradation der Gewässermorphologie, einschließlich des Eintrags von Feinsedimenten, und die Belastung durch organische Stoffe reagieren. Insbesondere auf eine mangelnde Sauerstoffverfügbarkeit im Kieslückensystem der Gewässersohle reagieren kieslaichende Fischarten sehr sensitiv. Die Fischfauna ist bei der Fließgewässerbewertung die Qualitätskomponente, welche folgendes Spektrum an Belastungsfaktoren (Stressoren) indiziert: Degradation der Gewässermorphologie, inkl. Feinsedimenteintrag Trophische Belastung Schadstoffbelastung Versauerung Ökologische Durchgängigkeit Die Fischfauna kann durch bestimmte menschliche Nutzungen (wie z. B. Besatz, Entnahme), sowie an Land lebende Räuber in erheblichem Maße beeinflusst sein. Diese Aspekte sind bei der Interpretation der Bewertungsergebnisse zu berücksichtigen. Die Ergebnisse sind daher stets einer sorgfältigen Plausibilitätsprüfung zu unterziehen. In begründeten Fällen kann eine Korrektur des Bewertungsergebnisses durch den bewertenden Experten erforderlich sein. Zur Bewertung der Fischfauna gemäß WRRL steht für die Fließgewässer das fischbasierte Bewertungssystem fiBS zur Verfügung, das hier im Folgenden beschrieben wird. In den nicht tideoffenen Marschengewässern kommen die Verfahren fiBS und MGFI (Marschengewässer Fisch-Index) und i n den tideoffenen Marschengewässern die Verfahren fiBS und FAT-FW (Fishbased Assessment Tool – Estuarine FreshWater: Beschreibung hier ) zur Anwendung. Die Verfahren umfassen: Methodische Empfehlungen für die Entwicklung regional angepasster Referenzzustände für den sehr guten ökologischen Zustand bzw. das höchste ökologische Potenzial Methodische Empfehlungen für eine standardisierte Probenahme und Datenaufbereitung Entwicklung eines Bewertungssystems z. T. Bereitstellung einer Bewertungssoftware Die Bewertung der Qualitätskomponente Fischfauna erfolgt anhand der Abweichung der aktuellen Fischfauna von einem den sehr guten ökologischen Zustand bzw. das höchste ökologische Potenzial repräsentierenden Referenzzustand.
Das Projekt "Nationale Minderheiten und Landnutzung in Gansu. Verfügungsrechte über Land und Wasser in der multiethnischen Präfektur Hezhou vor allem in 19. und frühen 20. Jahrhundert und ihre eventuelle Bedeutung für die Ökologie" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Freie Universität Berlin, Ostasiatisches Seminar, Fachrichtung Sinologie,Chinese Studies durchgeführt. Im engeren Untersuchungsgebiet Hezhou (Linxia) sind vor allem die muslimischen Hui und die Dongxiang wichtige Minderheiten innerhalb einer ständig zunehmenden chinesischen Bevölkerung. 199o bestand die Bevölkerung (ca. 1,6 Mill.) der Autonomen Präfektur der Hui, Linxia, zu ca. 5oProzent aus Chinesen, zu 3oProzent aus Hui, zu 15Prozent aus Dongxiang und zu 5Prozent aus anderen Minderheiten (Salar, Baoan, Tu und Tibetern). Ziel des Vorhabens ist nach einer historischen Rekonstruktion der besonderen, demographischen Situation, die z.T. bis in die Yuan-Zeit zurückführt, die Herausarbeitung der Bedeutung und der Konsequenzen der verschiedenen in Hezhou vertretenen Zivilisationssyteme für die Nutzung der Land- und Wasserressourcen anhand einer Analyse regional definierter Aktencorpora (Zivilverträge ergänzt durch Berichte und Eingaben der lokalen Administration), die in Gansu und in Beijing zur Verfügung stehen. Genutzt werden sollen zu diesen Primärquellen auch einschlägige historiographische Daten. Hierbei soll auch besonders der Frage nachgegangen werden, wie weit und in welcher Weise verschiedene ökonomische Verhaltensweisen und Systeme die Ökologie des Untersuchungsgebietes beeinflußt haben können.
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