Zur Bewertung der ökologischen Qualität von Seen und Fließgewässern anhand der Qualitätskomponente Makrophyten & Phytobenthos entsprechend dem Bewertungssystem PHYLIB wird die Verwendung des Online-Tools (Version PHYLIB online 6.0) empfohlen. Alternativ kann auch die Desktop-Software (Version 5.3) (Stand Februar 2016) verwendet werden (s. u.) (Abb. 1). Die Funktionalität des Online-Tools ( UBA 2021 ) (Eingabe/Ausgabe) entspricht der öffentlich zugänglichen Dokumentation. Input- und Output-Formate entsprechen den mit der Desktop-Software ausgelieferten Beispieldateien. Nicht dokumentierte Funktionen von Phylib (z. B. Eingabe/Ausgabe betreffend) wurden nicht implementiert. Ihre Implementierung ist teilweise geplant. Die Berechnungsroutinen entsprechen den öffentlich dokumentierten Formeln. Die Abstimmung der verwendeten Artenlisten ist in Arbeit. Hier bestehen offenbar noch geringfügige Abweichungen (auch hinsichtlich der Einstufungen). Das gleiche gilt für die vom System erzeugten Meldungen. Die Desktop-Software (Version 5.3) (Stand Februar 2016) umfasst: PHYLIB 5.3-DV-Tool Installationsvoraussetzungen PHYLIB 5.3 Versionsdokumentation PHYLIB 5.3-DV-Tools FAQ zur Bewertungssoftware PHYLIB Das Programm läuft unter folgenden Betriebssystemen: Windows 7 Windows 8 Windows 10 Eine weitere Voraussetzung ist die Installation der Software Java - Runtime. Hier muss mindestens Java Version 7 installiert sein. Sollte die entsprechende Java-Version nicht installiert sein, so lässt sie sich kostenlos aus dem Internet herunterladen (unter http//www.java.com). In die Software PHYLIB werden extern gewonnene Messstellendaten und biologische Messwerte (Messdaten) eingelesen, es wird eine Bewertung durchgeführt und anschließend ist es möglich, die Ergebnisse auszugeben (Export, Bericht). Für den Import der Daten in das Programm sind folgende Datei-Formate erforderlich: .csv-Format oder .xls-Format (Excel-Format). xlsx- Format (Office Versionen ab 2007) Die Ergebnisse können in folgenden Formaten exportiert werden: .txt-Format: Text-Dateien mit Tab als Spalten-Trennzeichen .csv-Format: Text-Dateien mit ";" als Spalten-Trennzeichen .xls-Format: Excel2000-Format xlsx- Format (Office Versionen ab 2007) .xml-Format: Extensible Markup Language (XML)-Format .pdf-Format: Adobe-Reader-Format Im Folgenden werden die Eingabedaten der Beispieluntersuchung mit Hilfe der Excel-Importdatei dargestellt, die zwei Tabellenblätter (Meßstelle und Messwerte) enthält. Beim PoD sind für den Import der Messstellendaten folgende Angaben für eine Bearbeitung durch das Tool notwendig: Kennzahl der Messstelle, die Ökoregion und die Nennung der Typen für Diatomeen, PoD und Makrophyten sowie der entsprechende WRRL-Typ (= LAWA-Typ) (Tab. 1). Tab. 1: Beispiel für eine Importdatei von Messstellen. Mess-stelle Öko- region Makrophyten-verödung Be-gründ-ung Helophyten-dominanz Diatomeen-Typ Phytobenthos-Typ Makrophyten-Typ WRRL-Typ Gesamt-deckungs- grad 1 Mittelgebirge D 5 PB 3 MRS 5 Für die Messwerte werden die Kennzahl der Messstelle, eine Kennzahl der Probe (falls mehrmals beprobt wurde), die DV-Nummer des Taxons (Taxon), der Taxonname, die Gesamtabundanz (Messwert) und die Art des Maßes (Einheit, hier HK1-5) benötigt (Tab. 2). Falls Unsicherheiten bei der Bestimmung bestehen, kann dies in der entsprechenden Spalte als cf markiert werden. Tab. 2: Beispiel für eine Importdatei von Messwerten. Messstelle Probe Taxon Taxonname Form Messwert Einheit cf 1 1_1 8086 Chamaesiphon starmachii 4 HK1-5 1 1_1 8464 Phormidium autumnale - Gruppe 3 HK1-5 1 1_1 8899 Oscillatoria sancta 3 HK1-5 1 1_1 7002 Vaucheria 3 HK1-5 1 1_1 7096 Microspora amoena 3 HK1-5 1 1_1 7052 Oedogonium 1 HK1-5 1 1_1 7026 Closterium moniliferum 1 HK1-5 1 1_1 7841 Closterium rostratum 2 HK1-5 Im PHYLIB-Tool lässt sich die Datei durch Anklicken des Feldes „Import“ einlesen. Anschließend eröffnen sich nach erfolgreichem Datenimport im Programm zwei neue Fenster. Das Fenster „Messstellen Fließgewässer" zeigt eine Übersicht der eingelesenen Probestellen mit den Informationen zu den Messstellen. Das Fenster „Messdaten“ zeigt alle an den Probestellen gefundenen Taxa mit den bei der mikroskopischen Auswertung ermittelten Häufigkeiten, sowie unter anderem zusätzliche Informationen zu den quadrierten Abundanzen und den Bewertungskategorien der Taxa (Artengruppe). Durch Anklicken der Reiter lassen sich die Werte entsprechend sortieren, so dass erkennbar wird, bei welchen Taxa es sich um typspezifische bzw. typunspezifische Taxa handelt. Auch wird deutlich, dass nicht alle nachgewiesenen Arten indikativ sind. Durch Anklicken des Feldes „Bewertung“ erfolgt die Bewertung anhand der eingegebenen Daten. Dabei eröffnet sich zunächst ein Bemerkungsfenster, das anzeigt, welche Teilkomponenten sicher bewertet werden konnten. Der Reiter „PoD“ zeigt dann die Ergebnisse der Teilbewertung dieser Komponente an. Dabei werden folgende wichtige Angaben gezeigt: die ökologische Zustandsklasse des PoD, die dezimale Bewertung, die Sicherheit der Bewertung mit den Angaben über die Summe der quadrierten Abundanzen und der Anzahl der eingestuften Taxa. Dabei beziehen sich die Angaben unter der Beschreibung Phytobenthos allerdings nur auf das PoD. Über das Feld „Export“ können diese Daten als Excel-Tabelle ausgegeben werden. Sie stehen so der weiteren Berichtserstellung zur Verfügung. Für das dargestellte Beispiel eines silikatisch geprägten Mittelgebirgsgewässers kommt es zu einer Bewertung mit der ökologischen Zustandsklasse 2, die mit einer dezimalen Bewertung von 1,71 eine Tendenz zur ökologischen Zustandsklasse 1 aufzeigt. Die Bewertung ist gesichert, da 6 indikative Taxa vorhanden waren. Auch reichten die Abundanzen mit der Summe der quadrierten Abundanzen von 40 für eine Bewertung aus. Das DV-Tool liefert Bewertungsergebnisse auf Grund des aktuellen Verfahrensstandes. Allerdings ist es wichtig, die Ergebnisse für eine adäquate Bewertung des ökologischen Zustandes zusätzlich zu plausibilisieren. Die Kenntnisse der Autökologie der vorkommenden Arten und die Erfahrungen vor Ort über die strukturellen Gegebenheiten geben dafür zusätzliche Informationen. Probleme bereiten häufig Vorkommen von Charakterarten unterschiedlicher geochemischer Prägungen, die durch metamorphes Gestein oder eingebrachtes Substrat differenziert bewerte werden müssen. Auch summiert das Bewertungsverfahren Abundanzen einiger eutraphenter grüner Fadenalgen nicht, so dass sich die Höhe der trophischen Belastung in Bezug zum jeweiligen LAWA-Typ nicht plausibel darstellt. Auch eine Verödung wird im PHYLIB-Verfahren bisher nicht berücksichtigt und entsprechend schlecht bewertet. Eine auf Expertenwissen basierte Auf- oder Abwertung der ökologischen Zustandsklasse ist daher sinnvoll. Die Software steht unter "weiterführende Literatur" zum Download bereit.
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 "Die Moose Baden-Württembergs (Band 3)" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Staatliches Museum für Naturkunde Stuttgart, Abteilung Botanik durchgeführt. Umfassende Darstellung aller in Baden-Württemberg bekannten Laub-, Leber- und Hornmoose (ca. 840 Arten, dies entspricht etwa 83 Prozent aller in Deutschland bekannten Arten) in Wort und Bild. Abfassung von Texten zu jeder Art mit Morphologie; Ökologie; Verbreitung; Bestand, Gefährdung und Schutz unter Auswertung der Literatur und aller zugänglichen Unterlagen. Kritische Durchsicht aller verfügbaren Belege. Geländearbeiten für die Vervollständigung der Kartierung. Untersuchungen zur Ökologie und Soziologie, Klärung von Gefährdungsursachen. Bioindikation: Auflistung aller Epiphyten und Wassermoose abgestuft nach Empfindlichkeit. Moose als Indikatoren für Klimaveränderungen. Band 1 (2000) enthält einen allgemeinen Teil sowie die Klaffmoose und die gipfelfrüchtigen Laubmoose. Band 2 (2001) enthält die gipfelfrüchtigen Laubmoose Teil II und die seitenfrüchtigen Laubmoose. Band 3 wird voraussichtlich im Jahr 2004 erscheinen und die Torf-, Leber- und Hornmoose behandeln.
Mit der Software AquEco ( Aqu atic Eco logy) steht die Bewertung der ökologischen Zustands der Küstengewässern der Ostsee anhand der Qualitätskomponente Makrozoobenthos entsprechend dem Bewertungssystem MarBIT zur Verfügung. Die Software lässt sich unter den gängigen Betriebssystemen nutzen (Windows, Linux und OS X) und kann beim Entwickler MariLim GmbH erworben werden. Die Software AquEco erlaubt über die Bewertung des ökologischen Zustandes hinaus auch weitere ökologische Gemeinschaftsanalysen für das MZB der Nord- und Ostsee. Dem Bewertungssystem liegt eine Datenbank mit Informationen zur Autökologie vieler Nord- und Ostseetaxa zugrunde (z.B. Angaben zu Lebensraum, Zonierung, Salzgehaltsansprüchen oder Sedimentpräferenzen). Die Software ermöglicht die Einsicht in diese autökologischen Daten, die für andere ökologisch orientierte Gemeinschaftsanalysen neben dem MarBIT nutzbar sind. Daten können importiert werden oder direkt im Programm eingegeben werden. AquEco berechnet aus den eingegebenen Daten folgende Bewertungen und Metrics: Teilbewertungen der vier Module Artenvielfalt, Teilbewertungen der vier Module Artenvielfalt, Abundanzverteilung, sensitive Taxa und tolerante Taxa Abundanzverteilung, sensitive Taxa und tolerante Taxa Gesamtbewertung in Form der ökologischen Zustandsklasse Ergänzend werden die Ergebnisse der Kriterien für eine gesicherte Bewertung mit angegeben.
Das Projekt "Struktur und Bestandesdynamik von Pinus merkusii in ihrem natuerlichen Vorkommen am Mt. Kerinci/Sumatra" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Göttingen, Institut für Waldbau, Abteilung II: Waldbau der Tropen durchgeführt. Das durch weit verstreute, disjunkte Areale gekennzeichnete natuerliche Verbreitungsgebiet von Pinus merkusii erstreckt sich vom oestlichen Burma ueber Laos, Thailand, Vietnam, die Philippinen bis Sumatra. Die Art fehlt auf der malaiischen Halbinsel. Pinus merkusii ist die einzige ihrer Gattung, die den Aequator nach Sueden ueberschreitet. Das Vorkommen am Mt. Kerinci (Zentral-Sumatra) stellt das suedlichste Vorkommen der Gattung Pinus dar. Auf Sumatra gibt es drei isolierte Vorkommen, die sich v.a. im Wachstumsverhalten und im Habitus, von der 'Festlandsform' deutlich unterscheiden. Pinus merkusii ist eine lichtbeduerftige Baumart, die im Keimlingsstadium und als Jungpflanze durch jegliche Art der Bodenbedeckung, auch der Laubfallschicht einschliesslich der eigenen Nadelstreu, geschaedigt wird. Die Oekologie von Pinus merkusii - insbesondere ihr Verhalten gegenueber Feuer und gegenueber der Konkurrenz der Arten des angrenzenden Feuchtwaldes ist noch nicht ausreichend erforscht, um Grundlagen fuer den angepassten Schutz der Bestaende bereitzustellen. Die dauerhafte Erhaltung dieses Vorkommens ist eine Aufgabe, die mehr Kenntnisse ueber die Ansprueche und ueber die Bestandsdynamik dieser Baumart erfordert. Erwartete Ergebnisse: - Beitrag zur Kenntnis der Syn- und Autoekologie von Pinus merkusii ist geleistet. - Das Feuerverhalten von Pinus merkusii am Mt. Kerinci ist bekannt. - Das Konkurrenzverhalten von Pinus merkusii gegenueber den Laubbaumarten des angrenzenden Feuchtwaldes ist beschrieben. - Die Durchfuehrung zweier Diplomarbeiten im Tandemverfahren hat die Kooperation zwischen den Forstlichen Fakultaeten in Bogor und Goettingen vertieft.
Das Projekt "Artenschutzprogramm fuer die Wildkatze (Felis silvestris) im Freistaat Thueringen" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Bund für Umwelt und Naturschutz Deutschland, Landesverband Thüringen e.V. durchgeführt. Erarbeitung eines Artenschutzprogramms fuer die Wildkatze (Felis silvestris) im Freistaat Thueringen. Ergebnisse ab Dezember 1996 / Januar 1997.
Das Projekt "Einfluss von Feuer und Beweidung auf das Wald-Grasland-Mosaik im südlichen Brasilien (Rio Grande do Sul)" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Technische Universität München, TUM School of Life Sciences, Wissenschaftszentrum Weihenstephan, Lehrstuhl für Renaturierungsökologie durchgeführt. In den immerfeuchten Subtropen der Südhemisphäre kommen trotz eines waldfreundlichen Klimas ausgedehnte Grasländer vor, die heute von großen Farmen beweidet und mehr oder minder regelmäßig abgebrannt werden. Es wird die (aufgrund vegetationsgeschichtlicher Arbeiten in Mooren Südamerikas als wahrscheinlich angesehen) Hypothese aufgestellt, dass diese Grasländer trotzdem nicht anthropogen sind, sondern während einer spät- und postglazialen trockeneren Klimaphase entstanden; unter dem Einfluss von einheimischen (heute ausgestorbenen) Herbivoren und natürlichen Feuern konnten sie offensichtlich nach Ende dieser Phase als Relikte persistieren, bis sie im Zuge der europäischen Kolonisation als Weideflächen entdeckt wurden. Am Beispiel des Grenzgebiets zwischen Grasland und Wald im südlichen Brasilien (Rio Grande do Sul) soll untersucht werden, ob und in welchem Umfang die Pflanzenarten des Graslands Merkmale von Feuer- und Beweidungstoleranz zeigen und welche funktionellen und strukturellen Eigenschaften das Vordringen des Waldes verhindern. Neben den Ursachen für die aktuelle Wald-Graslandverteilung soll damit auch die Frage nach der Natürlichkeit der Grasländer beantwortet werden.
Das Projekt "Morphologie und Oekologie von Puccinellia maritima parl. und ihr Einsatz im Kuestenschutz" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Hamburg, Institut für Angewandte Botanik durchgeführt. Autoekologie der Art; experimentelle Oekologie der infraspezifischen Typen; Isolierung von Standortspezialisten; Synoekologie des Puccinellietum maritimae; speziell: Einfluss der Ueberflutung und der Hydratur; oekologische Kennzahlen fuer den Einsatz der Art im Kuestenschutz.
Das Projekt "Die Nahrungsoekologie der Froschlurche in den Rheinauen, mit Hinblick auf die biologische Stechmueckenbekaempfung" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Gießen, Institut für Phytopathologie und Angewandte Zoologie, Professur für Pflanzenkrankheiten und Pflanzenschutz durchgeführt. Umweltverbaende argumentieren gegen die biologische Stechmueckenbekaempung (mit B.t.I.): die Ausschaltung der Muecken sei ein schwerwiegender oekologischer Eingriff, der auch auf zu schuetzende Tiergruppen negativ wirken werde. Daher wird hier die Nahrung der Froschlurch-Arten vergleichend in Gebieten mit und ohne B.t.I.-Einsatz quantitativ und qualitativ bestimmt (durch schonende Magenspuelung), um die Bedeutung der Stechmuecken (Culucidae) als Nahrungsbestandteil dieser Tiergruppe objektiv bewerten zu koennen.
Das Projekt "Studie ueber die Autoekologie des Gewoehnlichen Schwimmfarns (Salvinia natans)" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von World Wide Fund for Nature, Auen-Institut durchgeführt. Der Schwimmfarn (Salvinia natans) ist am noerdlichen Oberrhein heimisch. Mit Beginn der Industrialisierung um die Jahrhundertwende ist ein Rueckgang des Schwimmfarns am Oberrhein zu beobachten, der im wesentlichen auf die zunehmende Verschmutzung oder uebermaessige Eutrophierung der Gewaesser zurueckgefuehrt wird. Trotz der diesbezueglichen Verbesserungen insbesondere der Rheinwasserqualitaet konnten bisher keine Wiederausbreitungstendenzen dieser Art festgestellt werden. In den letzten 10 Jahren seit 1983 sind nur 4 Gebiete bekannt, in denen sich der Schwimmfarn generativ vermehrt. Das IRP hat unter anderem den Auftrag, die Auen mit ihren typischen Biotopen und Arten zu erhalten und zu renaturieren. Das heisst, es ist dafuer Sorge zu tragen, dass der Schwimmfarn als auetypische Art nicht ausstirbt. Der einzige Wuchsort in Baden-Wuerttemberg, wo sich der Schwimmfarn vermehrt, ist das Naturschutzgebiet Elisabethenwoert/Russheimer Altrhein. Dieses Gebiet ist jedoch als unverzichtbarer Rueckhalteraum fuer den vertraglich vereinbarten Hochwasserschutz vorgesehen, sodass zumindest eine starke Beeintraechtigung der Schwimmfarnbestaende zu erwarten ist. Um einen weiteren Rueckgang von Salvinia natans insbesondere durch Renaturierungsmassnahmen im Rahmen des IRP zu verhindem, muss festgestellt werden, welche Faktoren fuer den Rueckgang verantwortlich sind und wie eine Wiederausbreitung erreicht werden kann. Die wesentlichen Ergebnisse der Studie koennen folgendermassen zusammengefasst werden: In Deutschland kommt der Schwimmfarn in den Stromtaelern von Rhein, Elbe und Oder vor, wobei die Erwaermung des Wasserkoerpers fuer sein Auftreten entscheidend ist. Aus der Analyse von Klimadiagrammen ergibt sich, dass am Oberhein nicht die klimatischen Bedingungen verbreitungsbestimmend sind, sondern die Morphologie, der Chemismus und der Temperaturhaushalt der potentiellem Siedlungsgewaesser. Der Schwimmfarn kommt sowohl in naehrstoffarmen als auch naehrstoffreichen Gewaessern vor, wobei letztere in Verbindung mit guten Licht- und Temperaturverhaeltnissen mit hoeherer Individuendichte besiedelt werden. Die Aussagen zur Reaktion gegenueber Gewaesserverschmutzung sind recht duerftig. Bekannt ist die Empfindlichkeit gegenueber bestimmten Pestiziden und die enorme Akkumulationsfaehigkeit gegenueber Schwermetallen. Der Schwimmfarn ertraegt deutliche Wasserstandsschwankungen und auch zeitweises Trockenfallen der besiedelten Gewaesser. Ueber den Entwicklungszyklus und die ihn beeinflussenden Umweltfaktoren liegen wenige Angaben vor. Entscheidend ist, dass der Farn waehrend der Keimungs- und Befruchtungsphase im Fruehsommer ueberaus empfindlich gegenueber Stroemung, Spaetfrost und Trockenfallen ist.