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Gewässertyp des Jahres: der steinige, kalkarme Mittelgebirgsbach

UBA: Bis 2015 sollen weitere 15 Prozent dieses Gewässertyps einen guten Zustand erreichen Der Gewässertyp des Jahres 2011, in der Fachsprache übrigens als „grobmaterialreicher, silikatischer Mittelgebirgsbach (Typ 5)“ bekannt, hat unsere volle Aufmerksamkeit verdient: Denn mit über 18.000 Kilometern Fließstrecke ist er der häufigste Fließgewässertyp in Deutschland. Überall in den deutschen Mittelgebirgen schlängelt er sich zwischen 250 und 1000 Metern Höhe - durch Harz, Thüringer Wald, Bayerischen Wald, Erzgebirge, Franken- oder Schwarzwald und das Rheinische Schiefergebirge. Ist der Bach gesund, leben in ihm Köcher-, Stein- oder Eintagsfliegen und viele andere Wasserinsekten. Sie ernähren sich vom Algenbewuchs der Steine und leben auch vom Laub und Holzresten im Wasser. Die Wasserinsekten selbst sind Nahrung für Bachforelle, Groppe, Schmerle und andere Fische. Aber der Preisträger braucht unsere Hilfe: Nur knapp 20 Prozent der steinigen, kalkarmen Mittelgebirgsbäche in Deutschland befinden sich noch in einem sehr guten bis guten ökologischen Zustand. Einen mäßigen Zustand haben dagegen 43 Prozent; einen unbefriedigenden 27 Prozent und 10 Prozent gar einen schlechten. Bis 2015 möchten die Gewässerschützer weiteren 15 Prozent der Mittelgebirgsbäche ihren guten Zustand zurückgeben. Dazu müssen dem Gewässer links und rechts wieder mehr Raum zur Verfügung gestellt, Wehre rückgebaut oder entfernt und Bäume und Sträucher im Uferbereich gepflanzt werden. Aus den Kläranlagen und Feldern müssen weniger Nährstoffe wie Stickstoff und Phosphat in die Bäche gelangen. Mit der neuen Aktion „Gewässertyp des Jahres“, die 2011 erstmals startet, will das ⁠ UBA ⁠ mehr Aufmerksamkeit für Gewässer schaffen, die wegen ihrer Verbreitung, Eigenschaft, Nutzung, Zustand und insbesondere Gefährdungspotenzial unser besonderes Augenmerk benötigen. Neben dem Gewinner des Jahres 2011, gibt es weitere 50 verschiedene Typen von Flüssen, Seen, Übergangs- und Küstengewässern. Gewässer sind vielfältige und ökologisch äußerst wertvolle Lebensräume, die im Naturhaushalt eine zentrale Rolle einnehmen: So helfen Gewässer, der Ausbreitung von Arten und stellen durch ihre Selbstreinigungskraft sauberes Wasser für Mensch, Tiere und Pflanzen zu Verfügung. Dessau-Roßlau, 21.03.2011

Erie See

Im westlichen Teil des Sees ist der Sauerstoff aufgezehrt. Am Seegrund sterben die Larven der Eintagsfliegen und werden wegen des Sauerstoffmangels nicht aufgezehrt. Zusätzlich ist der Gehalt der Nährionen Nitrat (NO3) und Phosphat seit den 30er Jahren bis zum Beginn der 70er um das Dreifache gestiegen.

Fließgewässer Biologische Qualitätskomponenten Makrozoobenthos Bewertung ökologischer Zustand

Bei dem Makrozoobenthos-Bewertungssystem Perlodes handelt es sich um ein modular aufgebautes multimetrisches, gewässertypspezifisches Bewertungsverfahren. In den drei Modulen „Saprobie“, „Allgemeine Degradation“ und „Versauerung“ werden Metrics berechnet, die Artenzusammensetzung und Abundanz (Z/A), Vielfalt und Diversität (V/D) sowie Toleranz (T) und funktionale Gruppen (F) der Makrozoobenthos-Lebensgemeinschaft beschreiben. Je nach Gewässertyp geht eine unterschiedliche Anzahl und Kombination von Metrics in die Makrozoobenthos-Bewertung ein. Die Bewertung der Auswirkungen organischer Verschmutzung auf das Makrozoobenthos erfolgt mit Hilfe des gewässertypspezifischen und leitbildbezogenen Saprobienindexes nach DIN 38 410 (Friedrich & Herbst 2004). Die Ergebnisse des Saprobienindexes werden unter Berücksichtigung typspezifischer Klassengrenzen in eine Qualitätsklasse überführt. Das Ergebnis wird dann als gesichert angesehen, wenn die Abundanzsumme mindestens einen Wert von 20 erreicht (Wert gilt unabhängig von der Ökoregion). Die Grundzustände und Klassengrenzen des typspezifischen Saprobienindex (Modul „Saprobie“) sind in dieser Tabelle (Stand März 2020) zusammengestellt. Dieses Modul spiegelt die Auswirkungen verschiedener Stressoren (Degradation der Gewässermorphologie, Nutzung im Einzugsgebiet, Pestizide, hormonäquivalente Stoffe) wider, wobei in den meisten Fällen die Beeinträchtigung der Gewässermorphologie den wichtigsten Stressor darstellt. Das Modul ist als Multimetrischer Index aus Einzelindices, so genannten „Core Metrics“, aufgebaut. Die Ergebnisse der typ(gruppen)spezifischen Einzelindices werden zu einem Multimetrischen Index verrechnet und dieser wird abschließend in eine Qualitätsklasse von „sehr gut“ bis „schlecht“ überführt. Core Metrics sind zum Beispiel Anzahl Trichoptera, Häufigkeit von Ephemeroptera, Plecoptera und Trichoptera oder Anteil von Litoralbesiedlern.Die Bewertung der „Allgemeinen Degradation“ ergibt sich wie folgt: Berechnung der Core Metric-Ergebnisse, Umwandlung der einzelnen Ergebnisse in einen Wert zwischen 0 und 1 unter Zuhilfenahme folgender Formel: Die oberen und unteren Ankerpunkte eines Metrics entsprechen den Werten 1 (Referenzzustand) und 0 (schlechtester theoretisch auftretender Zustand); Metric-Ergebnisse, die über dem oberen oder unter dem unteren Ankerpunkt liegen werden gleich 1 bzw. 0 gesetzt. Die Ankerpunkte wurden für jeden Metric und jeden Gewässertyp gesondert ermittelt und stehen neben der Auswahl der Core Metrics für die typspezifische Komponente des Verfahrens. Der Multimetrische Index wird durch gewichtete Mittelwertbildung aus den Werten der [0;1]-Intervalle der Einzelmetrics berechnet. Das Ergebnis des Multimetrischen Index (Ecological Quality Ratio (EQR)) wird für jeden Gewässertyp auf dieselbe Art in die Qualitätsklasse überführt (Tab. 1): Tab. 1: Zuordnung der EQR-Werte im Site-Modul zu fünfstufigen ökologischen Zustandsklassen nach WRRL. Ökologischer Zustand > 0,80 - 1,00 sehr gut > 0,60 - 0,80 gut > 0,40 - 0,60 mäßig > 0,20 - 0,40 unbefriedigend 0 - 0,20 schlecht Die Kriterien für die Einstufung des Ergebnisses des Multimetrischen Index als „gesichert“ bzw. „nicht gesichert“ sind abhängig vom Naturraum und von der sich ergebenden Qualitätsklasse (Qk). In den Naturräumen Alpen/ Alpenvorland/ Mittelgebirge (Typen 1-9) muss die Abundanzsumme des Fauna-Index mindestens 20 (Qk „sehr gut“, „gut“, „mäßig“) bzw. 15 (Qk „unbefriedigend“, „schlecht“) betragen, um ein gesichertes Ergebnis zu erhalten. Im Tiefland liegen die Werte bei 15 (Qk „mäßig“ und besser) bzw. 10 (Qk „unbefriedigend“ und schlechter). Ausnahmen stellen die Gewässertypen 10 und 20 dar. Bei den Strömen wird das Ergebnis des Metrics „Potamon-Typie-Index“ direkt in eine Qualitätsklasse überführt. Die ergänzenden Indices werden nicht verrechnet, sondern zur vertieften Analyse der Ergebnisse herangezogen (siehe unten). Die Core Metrics und Ankerpunkte, die zur Bewertung der einzelnen Fließgewässertypen herangezogen werden, sind in dieser Tabelle (Stand März 2020) zusammengestellt. Bei den Gewässertypen, die versauerungsgefährdet sind (Typen 5 und 5.1), wird mit Hilfe dieses Moduls die typspezifische Bewertung des Säurezustandes vorgenommen. Die Berechnung basiert auf den Säureklassen nach Braukmann & Biss (2004) und mündet in der fünfstufigen Einteilung des Säurezustandes. Dabei gehen die unterschiedlichen Referenzzustände der Typen 5 und 5.1 in folgender Weise in die Bewertung ein: sofern die Gewässer nicht natürlicherweise sauer sind, wie die Gewässer des Typs 5, entspricht der Säurezustand 1 der Qualitätsklasse „sehr gut“, der Säurezustand 2 der Klasse „gut“, der Säurezustand 3 der Klasse „mäßig“, der Säurezustand 4 der Klasse „unbefriedigend“ und der Säurezustand 5 der Klasse „schlecht“. Für Gewässer des Typs 5.1 wird dagegen der Säurezustand 2 als Referenzzustand angenommen. Dementsprechend wird die Qualitätsklasse, welche den Grad der Versauerung beschreibt, um eine Stufe besser angesetzt als der ermittelte Säurezustand (Säurezustand 1 und 2 entsprechen der Qualitätsklasse „sehr gut“, Säurezustand 3 entspricht der Klasse „gut“ usw.). Das Ergebnis wird dann als gesichert angesehen, wenn die saprobielle Güteklasse „sehr gut“ oder „gut“ und gesichert ist. Sind Gewässer saprobiell belastet, ist das Modul „Versauerung“ nicht anwendbar. Zum Zwecke der Information erfolgt die Angabe der Säureklassen auch für die Gewässertypen 11 bis 19, wird jedoch bei der Bewertung nicht berücksichtigt. Mit Perlodes kann die ökologische Zustandsklasse für 31 bewertungsrelevante Makrozoobenthos-Typen und -Subtypen ermittelt werden. Die Bewertungsverfahren für die einzelnen Typen beruhen auf dem gleichen Prinzip, können sich jedoch durch die jeweils verwendeten Kenngrößen und die der Bewertung zu Grunde liegenden Referenzzustände unterscheiden. Perlodes integriert durch seinen modularen Aufbau den Einfluss verschiedener Stressoren in die Bewertung der ökologischen Qualität eines Fließgewässerabschnitts. Abb. 1: Schematischer Ablauf der stressorenbezogenen Bewertung von Fließgewässern mittels Makrozoobenthos. Der modulartige Aufbau des Bewertungssystems ermöglicht die Ausgabe von Ergebnissen auf verschiedenen Ebenen (Abb. 1). Ebene 1 : ökologische Zustandsklasse, fünfklassig Ebene 2 : Ursachen der Degradation (organische Verschmutzung, Versauerung, Allgemeine Degradation) Ebene 3 : Ergebnisse der einzelnen (bewertungsrelevanten) Core Metrics Ebene 4 : Ergebnisse einer Reihe weiterer Metrics zur Interpretation Die abschließende ökologische Zustandsklasse ergibt sich aus den Qualitätsklassen der Einzelmodule: im Fall einer „sehr guten“ oder „guten“ Qualitätsklasse des Moduls „Saprobie“ bestimmt das Modul mit der schlechtesten Einstufung das Bewertungsergebnis (Prinzip des „worst case“), da in diesen Fällen die Module „Saprobie“ und „Allgemeine Degradation“ unabhängige Bewertungsergebnisse liefern. Im Fall einer „mäßigen“, „unbefriedigenden“ oder „schlechten“ saprobiellen Qualitätsklasse kann die Saprobie das Ergebnis des Moduls „Allgemeine Degradation“ stark beeinflussen und zu unplausiblen Ergebnissen führen. Das Modul „Allgemeine Degradation“ kann daher in begründeten Fällen einer Korrektur auf Grundlage von Zusatzkriterien unterzogen werden. Das Modul „Versauerung“ ist in diesem Fall nicht anwendbar: Die Säureklasse wird berechnet und das Modulergebnis wird angezeigt, geht aber nicht in die Berechnung der Ökologischen Zustandsklasse ein. Die Gesamtbewertung wird daran anschließend durch das Modul mit der schlechtesten Qualitätsklasse bestimmt. Bei der Bewertung kann im Einzelfall vom rechnerischen Ergebnis abgewichen werden, wenn dies nach Expertenurteil aufgrund der Verhältnisse an der Probestelle oder aufgrund von weiteren für die Messstelle vorliegenden Daten geboten ist. Dafür können z. B. die Zusatzinformationen herangezogen werden, die ergänzend zu den Core Metrics berechnet werden, wie z. B. Anteil der Neozoen, Anzahl der Taxa natürlicherweise trockenfallender Gewässer oder Anzahl Taxa, die auf eine Grundwassereinfluss schließen lassen. Die Gründe sind zu dokumentieren. Zur Bewertung der Ströme wird nicht die Referenzbiozönose zur Beurteilung des ökologischen Zustandes herangezogen, sondern die in den großen Fließgewässern vorkommenden Arten. Dieses indikative Verfahren erlaubt es, Flüsse und Ströme ökologisch zu charakterisieren, ohne dass ihre ursprüngliche Besiedlung im Detail bekannt ist. Der Ansatz des PTI folgt der Ansatz dem Prinzip der offenen Taxaliste, d.h. der Referenzzustand für die Klasse II „guter ökologischer Zustand“ ist allgemein eine durch potamontypische Fließwasserarten geprägte Biozönose ( Schöll et al. 2005 ). Dabei werden die im Potamal Mitteleuropas vorkommenden Arten nach ihrer Bindung zum Potamal in fünf ECO-Klassen eingestuft. Die zugewiesenen ECO-Werte reichen von 1 = schwache Bindung (euryöke Arten) bis 5 = starke Bindung zum Potamal (stenöke Arten) (Tab. 7). Grundlage für die Einstufung der Arten bilden die Standardwerke von Moog (1995) und vom Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft (1996). Diese Einstufungen wurden und werden im Lichte der umfangreichen Monitoringergebnisse der Bundesländer regelmäßig überprüft und wenn nötig angepasst (zuletzt 2019). Tab. 7: Auszug aus der Liste eingestufter Taxa (ECO-Werte) zur Berechnung des PTI. Eingestufte Taxa ID_ART Taxon ECO-Werte (2018) 11177 Corbicula "fluminalis" 2 18667 Potamophilus acuminatus 5 5043 Ecdyonurus forcipula 3 6860 Siphlonurus alternatus 4 4205 Acroloxus lacustris 2 5358 Gyraulus parvus 1 7433 Gomphus flavipes 5 6368 Perla abdominalis 4 5634 Hypania invalida 1 Neozoen werden als Bestandteil der Biozönose ebenfalls nachvollziehbar eingestuft. Die Interaktionen zwischen Neobiota und der ursprünglichen Biozönose werden dadurch zuverlässig erfasst und bewertet ( Schöll 2013 ). Neobiota haben bei bestimmten Gewässertypen und bestimmten biologischen Qualitätskomponenten einen großen Einfluss auf die ökologische Bewertung nach WRRL. Neobiota können zu einer Verschlechterung des ökologischen Zustandes führen, ohne dass dies auf „klassische“ anthropogene Eingriffe z. B. in die Gewässergüte oder Gewässerstruktur zurückzuführen ist. Ergänzend wird beim MZB Verfahren zur Bewertung von Fließgewässern daher der quantitative Neozoenanteil an der Gesamtbiozönose berechnet. Dieser in Prozenten ausgedrückte Wert geht nicht direkt in die Bewertung ein, erlaubt aber die Einstufung des Gewässers als „neozoendominiert“. Das Bewertungsverfahren Makrozoobenthos für tideoffene Marschengewässer ist als multimetrisches Verfahren konzipiert, das die nach WRRL erforderlichen Aspekte „Artenvielfalt/Gemeinschaftsstruktur“, „Abundanz’“ und „Sensitivität und Toleranz“ (gegenüber Habitatveränderungen) umfasst und nach einer 5-stufigen Skala von „sehr gut“ bis „schlecht“ bewertet. Die Messgröße „Artenvielfalt/Gemeinschaftsstruktur“ wird über die Anzahl von Großtaxagruppen, Familien sowie Arten abgebildet. Dabei ist nicht ausschließlich die Anzahl vorhandener Arten, sondern auch deren „Verteilung“ auf höheren taxonomischen Ebenen relevant. Diese Bewertung der „taxonomischen Vielfältigkeit“ erfolgt über die Verschneidung von zwei Submetrics (1. „Anzahl Großtaxagruppen“ und 2. „Anzahl Familien & Arten“). Das 2. Submetric fokussiert dabei ausschließlich auf ‚wichtige’ Indikatoren (hier: Mollusca, Coleoptera, Ephemeroptera, Odonata, Plecoptera, Trichoptera). Für beide Submetrics wird die Ähnlichkeit des Beobachtungswertes vs. Erwartungswert berechnet. Der Erwartungswert ergibt sich aus der Referenzgemeinschaft. Je geringer die Ähnlichkeit im Vergleich zur Referenz, desto geringer die ökologische Qualität im Bereich einer Messstelle. Die Ähnlichkeit (Bray-Curtis ) wird in Werten zwischen 0 (keine Ähnlichkeit) und 1 (identisch) dargestellt. Der zentrale Aspekt für die Bewertung des Parameters „Sensitivität/Toleranz“ besteht in einer Zuordnung artspezifischer Indikatorwerte (Eco-Werte), die die Sensitivität bzw. die Toleranz einer Art gegenüber den in Marschengewässern relevanten Stressoren (z. B. anthropogen erhöhter Tidehub, Unterhaltungsmaßnahmen, Habitatstruktur) reflektieren. Die Eco-Einstufungen umfassen Werte zwischen 1 („sehr tolerant“) und 5 („sehr sensitiv“). Die Eco-Werte werden gewichtet: Gi=2 (5-Wi) , wobei Wi = (6 – Eco-Wert A i ) Ein solches Vorgehen erhöht die Bedeutung der sensitiven Spezies im Rahmen der Bewertung. Die Berücksichtigung der „Abundanz“ erfolgt indirekt über eine abundanzbasierte Gewichtung der Eco-Werte. Dabei leitet sich die artspezifische Referenzabundanz (log-transformiert) aus rezenten Daten ab („best of“-Prinzip). Aus der Abweichung vom Abundanzreferenzwert ergibt sich der Gewichtungsfaktor für den Eco-Wert. Entspricht die Abundanz der Art i z.B. >80 - 100% des Referenzwertes, erfolgt keine Modifizierung des jeweiligen Eco-Wertes. Liegt ein Beobachtungswert z. B. im Bereich von 0 - 20% der Referenz, wird eine Gewichtung des artspezifischen Eco-Wertes durch den Faktor 0,2 durchgeführt. Über eine artengruppenspezifische Summierung der gewichteten Eco-Werte wird der Parameter „Abundanz/Sensitivität“ über einen Ähnlichkeitsvergleich (Bray-Curtis) mit der Referenzgemeinschaft bewertet. Analog zur Messgröße „Taxonomische Vielfalt“ liegt für die Bewertung auch hier der Fokus auf den o. g. wichtigen Taxagruppen. Die abschließende Gesamtbewertung des ökologischen Zustands einer Messstelle erfolgt anhand des EQR (Ecological Quality Ratio). Der Gesamt-EQR-Wert ergibt sich durch Mittelwertbildung der Teilergebnisse „Taxonomische Vielfalt“ und „Abundanz/Sensitivität“. Mittels des Ästuartypieverfahrens für süßwassergeprägte ästuarine Gewässertypen wird das Ausmaß der „Allgemeinen Degradation“ eines ästuarinen Lebensraumes bewertet. Das Verfahren erfüllt mit der Berücksichtigung der Parameter Artenzahl, strukturelle Zusammensetzung und Vielfalt der Benthosgemeinschaft, Individuenzahl (relative Abundanz) sowie Anteil sensitiver Arten die Anforderungen der WRRL. Zentrales Bewertungsinstrument des AeTV+ ist das AeTI-Modul (Ästuar-Typie-Index), welches auf der Artenzusammensetzung bzw. auf der Präsenz ästuartypischer Arten basiert. Allen relevanten Taxa sind unter Berücksichtigung ihrer Habitatbindung auf Grundlage von Fachliteratur und Experteneinschätzungen Eco-Werte zugeordnet, die zwischen 1,0 und 5,0 liegen. Der höchste Eco-Wert 5,0 signalisiert eine sehr enge Bindung an den Lebensraum „Ästuar“, d. h. eine entsprechende Art kann als besonders sensitiv gegenüber Systemveränderungen angesehen werden. Charakterarten mit sehr starker Bindung (stenök) bekommen zudem durch eine Index-interne Gewichtung [ Gi = 2 (5-Wi) , wobei Wi = (6 – eco-Wert A i ) ] im Vergleich zu euryöken Arten und Gewässerubiquisten eine höhere Bedeutung im Rahmen der Bewertung. Die artspezifischen Eco-Werte einer Probe werden über einen Algorithmus zum AeTI-Ergebnis verrechnet und einer von fünf Qualitätsklassen (schlecht bis sehr gut) zugeordnet. Neben dem AeTI-Modul umfasst das AeTV+ noch die Co-Parameter Alpha-Diversität (ADF) und mittlere Taxazahl (MAZ), die numerisch und obligatorisch (und im Vergleich zum ursprünglichen AeTV z. T. modifiziert) in die Bewertung eingehen. Dabei ergibt sich die mittlere Taxazahl/Station aus der Taxasumme aller Teilproben/Station (n = 2 vV-Greiferinhalte und n = 4 STR-Inhalte) und bezieht dabei alle eco-indizierten Arten/Taxa sowie zusätzlich auch nicht eco-indizierte Arten ein. Das ebenfalls vorhandene Submodul „Anzahl der Großtaxagruppen“ (NGT) (= MAZ NGT ) berücksichtigt bei der Bewertung die Annahme, dass in den Ästuaren eine größere taxonomische Vielfalt (Verteilung der Arten auf verschiedene Großtaxagruppen) auch eine höhere Qualität des Lebensraumes widerspiegelt. Die Proben an einer Station werden jeweils einzeln berechnet bzw. bewertet. Für die Gesamtbewertung eines Wasserkörpers mit als mehr einem Querprofil kann das arithmetische oder gewichtete Mittel zugrunde gelegt werden.

Seen Biologische Qualitätskomponenten Makrozoobenthos Bestimmung

Das taxonomische Bestimmungsniveau erfolgt nach der im Anhang zur AESHNA Probe­nahmevorschrift ( Brauns et al. 2016 ) befindlichen “Operationellen Taxaliste Seen“. Die “Operationelle Taxaliste Seen” definiert standardisierte Mindestanforderungen für die Bestimmung von Makrozoobenthosorganismen. Dadurch ist es möglich (1) bundesweit vergleichbare und reproduzierbare Datensätze zu erstellen, (2) die Qualitätssicherung biologischer Daten zu gewährleisten und (3) Taxa durch eine Vereinheitlichung von Nomen­klatur und Taxonomie eindeutig zu kennzeichnen. Es werden grundsätzlich alle aussortierten Organismen bis auf das in der “Operationellen Taxaliste Seen” angegebene taxonomische Niveau bestimmt (Mindestbestimmungsniveau). Falls dies nicht möglich ist (z. B. weil es sich um ein unvollständiges Tier handelt), ist eine Bestimmung auf ein höheres taxonomisches Niveau als das Mindestbestimmungsniveau möglich. Zur Bestimmung werden folgende Materialien benötigt: Stereolupe (Binokular) mit bis zu 80-facher Vergrößerung und Möglichkeit der optionalen Hinzunahme von Durchlicht (zur Bestimmung von Ephemeroptera) Kaltlichtleuchte Federstahl- und Dumontpinzetten Petrischalen 70 % Ethanol Protokollbögen ‘Operationelle Taxaliste Seen” Bestimmungsliteratur Eine genauere Bestimmung als das in der “Operationellen Taxaliste Seen“ angegebene Mindestbestimmungsniveau ist durchaus möglich und grundsätzlich erwünscht. Für die Bewertung von Seen mit der Qualitätskomponente Makrozoobenthos gemäß WRRL ist jedoch das Mindestbestimmungsniveau vollkommen ausreichend. Bei der Bewertung werden genauer als das Mindestbestimmungsniveau bestimmte Taxa über das AEHSNA Computer­tool automatisch in das Mindestbestimmungsniveau der “Operationellen Taxaliste Seen” umgewandelt. Bestehen Unsicherheiten bei der Bestimmung einzelner Taxa, können diese durch den Vermerk “c. f.“ oder verkürzt “cf“ dokumentiert werden. Nicht bestimmt werden leere Gehäuse, Exuvien und unvollständige Tiere, welche auch der höchsten taxonomischen Einheit nicht sicher zugeordnet werden können. Imagines merolimnischer Insekten werden bestimmt und adulte Individuen von Coleoptera und Heteroptera in den Datensatz aufgenommen. Die Imagines von Diptera, Ephemeroptera, Megaloptera, Odonata, Plecoptera und Trichoptera werden zur genaueren Bestimmung von ungenügend bestimmten Larvalstadien an der derselben Probestelle verwendet. Einige Organismengruppen können in hoher Anzahl in Proben vorhanden sein, z. B. Assellidae, Caenidae, Chironomidae und Gammaridae. Für diese Gruppen wird eine zufällige Auswahl von mindestens 100 Individuen getroffen. Für Oligochaeta ist eine Auswahl von mindestens 50 Individuen ausreichend. Die ausgewählten Individuen werden bestimmt und alle verbleibenden Individuen lediglich gezählt und anschließend anteilsmäßig den bestimmten Taxa zugeordnet. Die Feldprotokolldaten werden von den Protokollblättern in eine Tabelle übertragen. Hierfür wird empfohlen, das in der AESHNA Probenahmevorschrift (Brauns et al. 2016) enthaltene Microsoft Office Excel Template zu verwenden. Es ist auch möglich, die Daten in anderen Dateiformaten zu speichern, welche beispielsweise von Open Office Calc (.ots, .odt) oder Microsoft Office Access verwendet werden (.accdb, .mdb), wenn grundsätzlich die Kategorien, Parameter und Werttypen des Templates beibehalten werden. Weiterhin sind die geographische Lage des Sees (Gauß-Krüger-Koordinaten) anzugeben, eine Karte mit der Lage der Probestellen sowie Fotos der Probestelle beizulegen. Die in Papierform aus­gefüllten Protokollblätter sind zu archivieren. Die faunistischen Daten werden in Form einer Taxaliste zusammengefasst, die die Individuendichte (Individuen pro m 2 ) für jedes Habitat und jede Probestelle enthält. Dazu wird die gezählte Abundanz eines jeden Taxons durch die besammelte Fläche des Habitats, auf dem es vorkam, dividiert. Die im Anschluss zu erstellende Artenliste soll folgende Informationen enthalten und vorzugsweise im Längsformat erstellt werden (Tabelle 1): Tab. 1: Template zur Eingabe der Makrozoobenthosdaten. DV-Nr. Taxon Individuen­dichte [Ind. m -2 ] Besammelte Fläche [m 2 ] Probe­nahmetyp Habitat Stelle See­name 411 Acilius sulcatus Ad. 25,6 1,00 Misch­probe 1 Muster­see 648 Por­hydrus lineatus Ad. 30 0,50 Habitat­spezifische Probe Schilf 1 Beispiel­see

Fließgewässer Biologische Qualitätskomponenten Makrozoobenthos Bestimmung

Prinzipiell werden alle aussortierten Organismen bestimmt. Ergebnis der Bestimmung ist eine Liste mit der Angabe der taxonomischen Einheit (Art – Gattung – Familie) inklusive ihrer Individuendichten. Stereolupe (Binokular) mit bis zu 80-fache Vergrößerung und Möglichkeit der optionalen Hinzunahme von Durchlicht (zur Bestimmung von Ephemeroptera) (Abb. 1) Kaltlichtleuchte Federstahl- und Dumontpinzetten Petrischalen und Alkohol Protokollbögen „ Operationelle Taxaliste “ und Bestimmungsliteratur Grundlage der Bestimmung der Makrozoobenthos-Organismen ist die „ Operationelle Taxaliste “. In der Operationellen Taxaliste sind standardisierte Mindestanforderungen an die Bestimmung des Makrozoobenthos festgelegt. Gemäß des Informationstextes zur Taxaliste werden die Mindestanforderungen an die Bestimmung anhand folgender Kriterien definiert: was taxonomisch nach derzeitigem Kenntnistand möglich ist, was vor dem Hintergrund der biologischen Bewertung von Fließgewässern zur Umsetzung der WRRL in Deutschland notwendig ist und was im Rahmen des Routine-Monitorings praktikabel ist. Ziel der Festlegung des Mindestbestimmungsniveaus ist: Erzeugung von bundesweit vergleichbaren und reproduzierbaren Datensätzen Qualitätssicherung biologischer Daten eindeutige Kennzeichnung von Taxa durch Vereinheitlichung von Nomenklatur und Taxonomie Eine Bestimmung über dieses Mindestbestimmungsniveau hinaus ist aber möglich und grundsätzlich auch erwünscht. Für die Bewertung gemäß WRRL anhand der Qualitätskomponente Makrozoobenthos ist es aber nicht notwendig. Die operationelle Taxaliste ist folgendermaßen aufgebaut (Abb. 2): Abb. 2: Aufbau der operationellen Taxaliste. 1. Spalte: Systematische Einheit 2. Spalte: Familie 2. Spalte: DV-Nr. 3. Spalte: Taxonname gemäß Bundestaxaliste 4. Spalte: ID-Art des Taxons 5. Spalte: Taxonnname gemäß Perlodes-Datenbank 6. Spalte: Autor des Taxons und Jahr der Beschreibung 7. Spalte: Bestimmungsliteratur 8. Spalte: Hinweise zur Bestimmung des Taxons sowie weitere Angaben (Verbreitung, Ökologie, etc.) Die im Begleittext zur operationellen Taxaliste angegeben Bestimmungsschlüssel sind zu verwenden. Für höhere systematische Einheiten wird keine Bestimmungsliteratur angegeben. Es wird davon ausgegangen, dass diese ohne Bestimmungsliteratur erkannt werden. Die Bestimmung sollte bis zum angegebenen taxonomischen Niveau der operationellen Taxaliste erfolgen. Sind mehrere Taxa einer systematischen Reihe angegeben (z. B. Familie, Gattung, Art) sollte grundsätzlich auf Artniveau bestimmt werden, es sei denn eine Artbestimmung ist nicht möglich (z. B. weil es sich um ein unvollständiges Tier handelt). Wird über das festgelegte Bestimmungsniveau hinaus bestimmt, werden diese Taxa ebenfalls mit aufgeführt. Für die Bewertung können über den Filter „gefiltert“ der ASTERICS-Software diese Taxa automatisch in das Mindestbestimmungsniveau der Operationellen Taxaliste umgewandelt werden Bestehen Unsicherheiten bei der Bestimmung einzelner Taxa, können diese durch den Vermerk “c. f.“ oder verkürzt „cf“ dokumentiert werden. Vor der Berechnung werden diese Taxa durch die Software automatisch auf das nächst höhere taxonomische Niveau angehoben. NICHT bestimmt werden leere Gehäuse und Exuvien und i. d. R. Puppenstadien, Imagines, mit Ausnahme von Coleoptera, Heteroptera sowie unvollständige Tiere, die auch der höchsten taxonomischen Einheit nicht sicher zugeordnet werden können. Einige Organismengruppen können mit hohen Abundanzen in Proben vorhanden sein, z. B. Gammaridae, Baetidae, Simuliidae oder Chironimidae. Für diese Gruppen wird eine zufällige Auswahl von 50 bzw. 100 Individuen (Chironomidae) getroffen, die bestimmt werden. Alle verbleibenden Individuen werden lediglich gezählt und anteilsmäßig den bestimmten Taxa zugeordnet. Zur weiteren Auswertung werden die ermittelten Individuenzahlen auf m² umgerechnet: Dazu werden zunächst die Individuenzahlen der ausgelesenen und bestimmten Taxa der Unterprobe auf die Gesamtprobe hochgerechnet. Beträgt der Anteil der ausgelesenen Unterprobe beispielsweise 1/6 der Gesamtprobe, so ist die Individuenzahl jedes Taxons entsprechend mit sechs zu multiplizieren. Die errechneten Gesamtindividuenzahlen pro Taxon (bezogen auf 1,25 m² beprobte Fläche) werden dann durch 1,25 dividiert und so die Individuenangaben pro m² ermittelt. Wurde eine 21. Teilprobe entnommen, beträgt die Größe der beprobten Fläche 1,3125 m². Die Gesamtindividuenzahlen pro Taxon müssen durch 1,3125 dividiert werden, um die Individuenangaben pro m² zu ermitteln. Wird das Lebendsortierverfahren im Freiland angewandt, liegen zwei Listen mit Bestimmungsergebnissen vor: (1) Der Protokollbogen Freilandsortierung mit den im Gelände identifizierten Taxa und den zugehörigen gezählten bzw. geschätzten Individuenzahlen und (2) die Bestimmungsergebnisse der im Labor nachbestimmten Taxa. Die Bestimmungsergebnisse dieser beiden Listen werden wie folgt miteinander verschnitten Taxon bereits im Gelände auf Niveau der Operationellen Taxaliste bestimmt: Es ist zwar im Grunde keine Nachbestimmung im Labor notwendig, eine Nachkontrolle wird jedoch empfohlen. Taxon im Gelände nicht auf das Niveau der Operationellen Taxaliste bestimmt: Mitnahme der definierten Mindestindividuenzahl (falls in der Probe vorhanden) und Nachbestimmung im Labor Gemäß der im Labor ermittelten Individuenzahl pro Taxon Rückrechnung auf die im Gelände geschätzte Gesamtindividuenzahl mit Hilfe folgender Formel: IZ,res = IZ x IZ, gesamt / Anz Die errechneten Gesamtindividuenzahlen pro Taxon (bezogen auf 1,25 m² beprobte Fläche) werden dann durch 1,25 dividiert und so die Individuenangaben pro m² ermittelt. Wurde eine 21. Teilprobe entnommen, beträgt die Größe der beprobten Fläche 1,3125 m². Die Gesamtindividuenzahlen pro Taxon müssen durch 1,3125 dividiert werden, um die Individuenangaben pro m² zu ermitteln. Beispiel Die taxonomische Aufschlüsselung sollte bis zur Art erfolgen bzw. sich weitgehend an die operationelle Taxaliste nach Perlodes anlehnen. Für die formale Bewertung ist die taxonomische Ansprache auf Artebene bei den Gruppen ‚Aufwuchstaxa’, Oligochaeta und Diptera nicht zwingend erforderlich bzw. sollte sich ebenfalls mindestens an der Tiefenschärfe der operationellen Taxaliste als Mindestvorgabe orientieren. Erforderlich ist die Feststellung der Anzahl der Großtaxagruppen an einer Messstelle. Die Abundanz je Art/Taxon wird als Individuen/Probe (CPUE) ohne Flächenbezug angegeben; alternativ sind auch artspezifisch Abundanzschätzungen nach DIN möglich.

Fließgewässer Biologische Qualitätskomponenten Makrozoobenthos

Mit Makrozoobenthos werden mit dem bloßen Auge erkennbare, wirbellose Tiere bezeichnet. Das Makrozoobenthos besiedelt die Gewässersohle von Fließgewässern: Strudelwürmer und Wenigborster (Würmer), Schnecken und Muscheln sowie Krebstiere und die arten- und individuenreiche Gruppe der Insekten – darunter Ephemeroptera, Plecoptera und Trichoptera (Eintags-, Stein- und Köcherfliegen) – prägen die benthische Wirbellosen-Fauna (Abb. 1). Die Makrozoobenthos-Organismen spielen im Ökosystem eines Fließgewässers eine bedeutende Rolle: als Konsumenten verwerten sie das anfallende organische Material und stellen selber wiederum die Nahrungsgrundlage, z. B. für Fische, dar. Makrozoobenthos-Organismen sind gute Bioindikatoren: das Vorhandensein oder Fehlen bestimmter Arten bzw. die funktionale Zusammensetzung der Makrozoobenthos-Lebensgemeinschaft gibt Aufschluss über die Wasserqualität oder den strukturellen Zustand der Gewässer. Mit Hilfe des Makrozoobenthos ist somit eine umfassende Bewertung von Fließgewässern möglich. Abb. 1:Vertreter des Makrozoobenthos. oben links: Schnecke ( Anisus vortex ), oben rechts: Bachflohkrebs ( Gammarus pulex ); unten links: Eintagsfliege ( Kageronia fuscogrisea ), unten rechts: Köcherfliege ( Chaetopteryx spec.) (Fotos: A. Müller, ube). Das Makrozoobenthos ist die Organismengruppe, die am häufigsten bei Untersuchungen der ökologischen Qualität von Fließgewässern herangezogen wird. In Deutschland war dies bis zur Einführung der Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) vor allem das Saprobiensystem, ein Bewertungssystem zur Ermittlung der Belastung von Fließgewässern mit biologisch leicht abbaubaren, organischen Stoffen und deren Auswirkungen auf den Sauerstoffhaushalt. Dieses Bewertungssystem nutzt Makrozoobenthos-Arten mit ihren spezifischen Ansprüchen an den Sauerstoffgehalt als Langzeitindikatoren. Für die Anforderungen der WRRL an die Bewertung des ökologischen Zustands von Gewässern reichen Aussagen zur organischen Belastung allein nicht mehr aus. Zur Ermittlung der Degradation der Gewässermorphologie, der trophischen Belastung oder der Versauerung von Fließgewässern sind daher neue, integrative Bewertungsverfahren für alle biologischen Qualitätskomponenten entwickelt worden. Das Makrozoobenthos ist in der Lage von den verschiedenen Belastungsfaktoren (= Stressoren), die auf ein Fließgewässer wirken, neben der organischen Belastung v. a. die strukturellen Defizite und den Verlust von besiedelbaren Habitaten zu indizieren. Damit kommt dem Makrozoobenthos eine wichtige Rolle bei der Fließgewässerbewertung gemäß den Vorgaben der WRRL zu. Zur Bewertung des Makrozoobenthos gemäß WRRL steht für Bäche, Flüsse und Ströme gemäß PTI das Verfahren Perlodes zu Verfügung. Die Bewertung der Marschengewässer erfolgt je nach Gewässergröße bzw. abhängig davon, ob es sich um tideoffene oder nicht tideoffene Gewässer handelt mit dem Marschengewässer-Benthos-Index ( MGBI ), dem Bewertungsverfahren Makrozoobenthos für Tideoffene Marschengewässer ( TOM ) oder dem Aestuar-Typie-Verfahren ( AeTV+ ).

Inferring dispersal patterns in aquatic insects from Bayesian gene flow analysis and model selection

Das Projekt "Inferring dispersal patterns in aquatic insects from Bayesian gene flow analysis and model selection" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Duisburg-Essen, Senckenberg Gesellschaft für Naturforschung, Abteilung Fluss- und Auenökologie durchgeführt. Although dispersal is a central life-history trait for the understanding of organismal distributions, little is known regarding dispersal rates and modes in freshwater organisms. This is especially true for long-distance dispersal (greater than 10 km) which is important for (re-)colonization of new or re-stored habitats. In contrast to hololimnic invertebrates, most aquatic insects are not solely restricted to instream dispersal, but are potentially capable of active over-land dispersal in the wing-carrying adult stage. We chose three species of aquatic insects from different orders (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera) as model species to test the hypothesis that populations of merolimnic insects are effectively connected across stream catchments by gene-flow through adult long-distance (greater than 10 km) dispersal. Rates and directions of currently ongoing gene flow will be investigated within and among streams in the well-characterized Fulda/Werra stream system and adjacent catchments. First we will investigate genetic differentiation of populations within and among catchments using high-resolution microsatellite analysis. In order to distinguish between present and past gene flow, we will use genotypic data to check for recent immigrants and to assign them to source populations. This approach will allow estimating currently ongoing gene flow for all three model species within our study region. In addition, we will implement historical abundance data and genetic information in various models differing in the rates and modes of dispersal. Best models for each species will be chosen using model-selection. Gathered information on dispersal modes (in-stream vs. across-stream) and rates of the three model species will help to understand connectivity of aquatic insect populations in lotic systems and will contribute to our understanding of recolonization processes in restored fresh-water ecosystems.

Die Eintags- und Steinfliegen des Schönbuch bei Tübingen, Baden-Württemberg

Das Projekt "Die Eintags- und Steinfliegen des Schönbuch bei Tübingen, Baden-Württemberg" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Staatliches Museum für Naturkunde Stuttgart, Abteilung Entomologie durchgeführt.

Oekologie von Waldquellen in der Kuppen-Rhoen (Hessen)

Das Projekt "Oekologie von Waldquellen in der Kuppen-Rhoen (Hessen)" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Gesamthochschule Kassel, Fachbereich 19 Biologie,Chemie, Bio-Projekt II durchgeführt. Es wurde die Oekologie zweier im Basalt entspringenden Waldquellen vergleichend untersucht. Die Quellen unterscheiden sich vor allem im Temperaturregime, der Schuettung und der Substratstruktur. In der Emergenz wurden 146 Arten aus den Ordnungen Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera und Diptera bestimmt. Die kaeltere Quelle, die auch weniger Wasser schuettet, zeichnete sich durch einen hoeheren Anteil krenobionter und hygropetrischer Arten aus. Die Emergenzkurve vieler Arten war gegenueber der waermeren Quelle zeitlich verschoben. Ergaenzend wurde das Makrozoobenthos untersucht.

Ecdyonurus zelleri Eaton, 1885 Eintagsfliegen Extrem selten

In Deutschland nur in den Alpen.

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