Die meisten Binnengewässer der Bundesrepublik sind von vielfältigen menschlichen Nutzungen betroffen, so dass Fischfauna und aquatische Biodiversität vielfach gefährdet sind. Die Fischfauna der Binnengewässer ist hauptsächlich durch die Veränderung ihrer Lebensräume gefährdet. Daher besteht hinsichtlich vieler Aspekte eine prinzipielle Übereinstimmung von fischereilichen und naturschutzfachlichen Interessen. Dennoch können auch nicht nachhaltige Praktiken der modernen Berufs- und Freizeitfischerei zu der Gefährdung der aquatischen Lebensgemeinschaften beitragen. Dieser Tatsache muss die fischereiliche Bewirtschaftung der Gewässer Rechnung tragen. Vor dem Hintergrund des novellierten Bundesnaturschutzgesetzes ist es erforderlich, den Begriff der "Guten fachlichen Praxis" (GfP) für die Binnenfischerei inhaltlich zu konkretisieren. Der vorliegende Bericht des o.g. F+E Vorhabens gibt den internationalen Wissensstand bezüglich der verschiedenen Aspekte der fischereilichen Bewirtschaftung wieder. Aus den wissenschaftlichen Erkenntnissen werden Schlussfolgerungen abgeleitet, wie die GfP mit der nachhaltigen Bewirtschaftung von Fischbeständen aus naturschutzfachlicher Perspektive in Einklang zu bringen ist und welche Aspekte bei der Bewirtschaftung von Fischbeständen durch Berufs- und Freizeitfischerei zu beachten sind, um potentielle Interessenkonflikte mit Naturschutz und Nachhaltigkeit zu minimieren. Der vorliegende Bericht soll als Grundlage für einen konstruktiven Dialog zwischen Berufsfischerei, Freizeitfischerei und Naturschutz über die Umsetzung der "Guten fachlichen Praxis" und die Verantwortung zum Erhalt der aquatischen Biodiversität dienen.
Während der vergangenen Dekade wurden immer mehr Arzneimittelwirkstoffe in der aquatischen Umwelt detektiert und das damit verbundene Risikopotenzial für die aquatischen Lebensgemeinschaften stellt ein drängendes Problem dar. Obwohl viele Arzneimittelwirkstoffe durch die konventionelle Abwasserreinigung zumindest teilweise durch Sorption und Biotransformation entfernt werden, führt eine quasi kontinuierliche Einleitung von Arzneimittelresten zu einer so genannten "Pseudo-Persistenz". Des Weiteren weisen manche Metabolite und Transformationsprodukte eine ähnliche oder sogar höhere Wirkung auf als die medizinischen Ausgangsstoffe. Daher wäre eine höhere Priorisierung von Arzneimittelwirkstoffen sowie deren Metabolite und Transformationsprodukte (AMT) als Umweltkontaminanten in der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) und der deutschen Oberflächenwasserverordnung (OGewV) begrüßenswert. Die analytische Bestimmung erfolgt zurzeit hauptsächlich in der Wasserphase, wobei nur wenige standardisierte Methoden existieren. Die physikochemischen Eigenschaften mancher Wirkstoffe lassen eine Akkumulation an Sediment, Schwebstoffen und in Biota vermuten, so dass diese Matrices interessante Alternativen zur Wasserphase darstellen. Das Ziel des Projekts war die Entwicklung, Optimierung, Validierung und Bewertung von Quantifizierungsmethoden für AMT in verschiedenen Umweltmatrices (Wasser, Sediment, Schwebstoff und Biota). Mit Hilfe der entwickelten Methoden wurde das Vorkommen und die Verteilung ausgewählter AMT in Wasser, Sediment, Schwebstoff und Biota von unterschiedlichen Standorten untersucht. Des Weiteren wurden mit Zeitreihen der Umweltprobenbank das Potential der neuen Methoden für die Gewässerüberwachung demonstriert. Aus den gesammelten Erkenntnissen wurden Empfehlungen für ein optimiertes Monitoring von AMT mit verschiedenen physikochemischen Eigenschaften in Oberflächengewässern abgeleitet. Quelle: Forschungsbericht
Berlins Gewässerlandschaft wurde im zweiten, dem sog. Brandenburger Stadium der Weichselkaltzeit geformt, welches vor etwa 10.300 Jahren endete. Das Berliner Urstromtal ist Teil des Glogau-Baruther Urstromtals, welches sich entlang der weichselzeitlichen Endmoränen des Brandenburger Stadiums erstreckt. Es beginnt an der Mündung der Prosna in die Warthe, verläuft zur Obra und zur Oder, weiter von Neusalz zum Bobr, zur Neiße und von Forst bis zur Spree, weiter über Lübben und Luckenwalde nach Tangermünde, später über Brandenburg und die untere Havel zur Elbe. Zum Ende der Weichselkaltzeit wurden die von Süden, aus periglazialen Gebieten zufließenden Gewässer Weichsel, Warthe und Oder vom Inlandeis gestaut und flossen nach Westen ab, zur heutigen Oder und weiter zur Havel und Elbe. Darüber hinaus existierte eine für aquatische Organismen passierbare Verbindung zwischen Rhein-, Weser- und Elbesystem bei allen Inlandeis-Vorstößen bis in das Ruhrgebiet (Hantke 1993). Über dieses nacheiszeitliche Gewässernetz war es drei Neunaugenarten und 33 Fischarten möglich, die Gewässer des heutigen Landes Berlin zu besiedeln (Wolter et al. 2003). Diese Arten werden als ursprüngliche, bzw. autochthone Fischfauna Berlins betrachtet. Aufgrund ihres geringen Gefälles waren die Tieflandflüsse bereits frühzeitig Gegenstand wasserbaulicher Beeinträchtigungen , z.B. durch Dämme, Wehre oder Kanalverbindungen zwischen verschiedenen Flussgebieten, die im Mittelalter einen ersten Höhepunkt erreichten. Prägte einst die Hydrodynamik von Spree und Havel das Berliner Gewässernetz, so wurden diese Flüsse zunehmend eingedämmt und reguliert. Der Bau von Staueinrichtungen in Fluss- und Bachläufen begann in der Frühzeit der Askanier, die die Mark Brandenburg im 10. Jh. in Besitz nahmen (Driescher 1969). In Berlin lässt sich der Dammbau zum Betreiben von Mühlen mindestens bis in das 13. Jahrhundert zurückverfolgen. Erstmals urkundlich erwähnt wurden 1261 ein Mühlenstau bei Spandau, 1285 eine Wassermühle in Berlin und am 28.10.1298 der Berliner Mühlendamm (Uhlemann 1994). Allerdings ist bereits einer Urkunde aus dem Jahr 1232 zu entnehmen, dass schon zu diesem Zeitpunkt in Spandau eine Stauanlage vorhanden war (Natzschka 1971, Driescher 1974). Zahlreiche Stauanlagen sind wahrscheinlich deutlich älter als ihre erste urkundliche Erwähnung vermuten lässt. So wurden beispielsweise im Jahr 1180 Burg und Burgstadt Spandau rund 1,5 km die Havel aufwärts verlegt, auf die heutige Altstadtinsel, aufgrund eines katastrophalen Wasseranstiegs der Havel, verursacht durch einen bereits vor 1180 einsetzenden Mühlenstau im Bereich der Stadt Brandenburg (Müller 1995). Neben den Mühlendämmen wurden weitere Stauanlagen zur Wasserstandsregulierung und zur Förderung der Schifffahrt errichtet. Bereits im 17. Jahrhundert begann die Begradigung einzelner Flussabschnitte . Die untere Havel – für Fische der Haupt-Kolonialisierungsweg der Berliner Gewässer – wurde erstmals zwischen 1875 und 1881 zusammenhängend reguliert. Im Rahmen der von 1907-1913 erfolgten "Verbesserung der Vorflut- und Schifffahrtsverhältnisse auf der unteren Havel" wurden, neben neuen Durchstichen und Querschnittserweiterungen, auch drei zusätzliche Stauanlagen bei Grütz, Gartz (beide 1911) und Bahnitz (1912) gebaut. Ab 1914 war die Havel bis Spandau voll kanalisiert und gewährleistete auch bei Niedrigwasser durchgehend eine Fahrwassertiefe von 2 m. Diese Regulierung führte zu einem dramatischen Zusammenbruch der Fischbestände und damit fast zum Untergang der Havelfischerei. Damals haben auf einer 80 km langen Havelstrecke 1.100 Fischer ihre Erwerbsgrundlage verloren und Entschädigungen eingeklagt (Kotzde 1914). Ab dieser Zeit war es Wanderfischen selbst bei Hochwasser nicht mehr möglich, die Wehranlagen zu überwinden und das Berliner Stadtgebiet zu erreichen. Mit der Stauhaltung wurden nicht nur überlebensnotwendige Wanderwege unterbrochen, sondern gingen in den Fließgewässern weitere wertvolle Lebensraumstrukturen sowie die für viele Fischarten notwendigen Überschwemmungsflächen verloren. Die Strömungsgeschwindigkeit wurde herabgesetzt, feinkörniges Material konnte nun sedimentieren und diese Ablagerungsprozesse führten zu einer Verschlammung der grobkörnigen Sohlsedimente. Sauerstoffzehrende Abbauprozesse am Gewässergrund wurden vorherrschend. Für Fischarten die kiesiges, gut mit Sauerstoff versorgtes Substrat bevorzugen, fehlten geeignete Laich- und Lebensräume sowie die Möglichkeit, Ausgleichswanderungen durchzuführen, weshalb z.B. die einstige Leitfischart der unteren und mittleren Spree ausstarb, die Barbe – ein typischer Flussfisch. Bis zum Ende des 19. Jahrhunderts wandelte sich in der Berliner Spree der Gewässercharakter von der klassischen Barben- zur Bleiregion (Wolter et al. 2002). Neben diesen nachhaltigen Beeinträchtigungen durch den Gewässerausbau wirkten Einträge aller Art auf die aquatische Lebensgemeinschaft. Bereits vor der Jahrhundertwende war die Belastung von Spree und Havel durch industrielle und kommunale Abwässer sowie Fäkalien derart stark, dass Fischsterben an der Tagesordnung war und die Fischerei ernsthaft beeinträchtigt wurde. So war es beispielsweise aufgrund der schlechten Sauerstoffverhältnisse im Wasser unmöglich, Fische aus der Unterhavel in sog. Drebeln, d.h. in Booten mit offenen, durchströmten Fischkästen, lebend nach Berlin (heutige Innenstadt) zu transportieren. Die städtischen Rieselfelder boten hinsichtlich der Gewässergütesituation nur bedingt Abhilfe. Besonders drastisch waren die Verschmutzungen in der Spree, die in ihrem Verlauf durch Berlin derart viele Abwässer aufnehmen musste, dass unterhalb der Charlottenburger Schleuse jegliches Tierleben am Gewässerboden erloschen war (Lehmann 1925). Diese anthropogenen Einwirkungen führten zu einer zusätzlichen Verarmung der Berliner Fischfauna . Neben den wandernden Neunaugen- und Fischarten sowie der Barbe starben weitere strömungsliebende, an sauerstoffreiches Wasser gebundene Arten in den Berliner Gewässern aus, wie Bachneunauge und Zährte. Die durch Nährstoffeinträge hervorgerufene, bzw. geförderte Eutrophierung begünstigte euryöke (umwelttolerante) Fischarten, deren Bestandsausweitung oftmals das Zurückgehen anspruchsvollerer Arten verdeckt. Die Auswirkungen dieser Veränderungen auf die Fischfauna sind in der Ausgabe 1993 zusammenfassend beschrieben. Weiterführende Informationen findet man bei Vilcinskas & Wolter 1993, 1994 und Wolter et al. 2003. Im Gegensatz zu den vorangegangenen Ausgaben werden in der Ausgabe 2014 die Gewässer nicht mehr anhand der Anzahl der nachgewiesenen Fischarten in Abhängigkeit vom Gewässertyp bewertet. Mit Inkrafttreten der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) im Jahr 2000 wird der gute ökologische Zustand bzw. das gute ökologische Potenzial aller Oberflächengewässer angestrebt. Seit 2004 werden auf Grundlage der WRRL Gewässer nicht nur anhand der Anzahl der vorkommenden Fischarten sondern anhand von Arten- und Gildeninventar, Artenhäufigkeit, Gildenverteilung, Altersstruktur, Wanderverhalten, Fischregion und dominanten Arten bewertet (SenStadt 2004). In der Ausgabe 2014 sind die Fangdaten des Fischereiamts erstmals mit den Gewässern des Gewässerverzeichnisses verknüpft worden. Neben den im Zeitraum zwischen 2003 bis 2013 nachgewiesenen Fischarten pro Gewässer werden der Gewässertyp (Flusssee, Fließgewässer, Standgewässer) sowie die Messstellen im Gewässer dargestellt. Die Fischarten sind anhand ihrer Gefährdung nach der Roten Liste Berlin (2013) eingefärbt bzw. als Neozoa gekennzeichnet. Neben der hier eher gewässerbezogenen Auswertung der Fischfangdaten des Fischereiamts Berlin wurde 2013 eine aktuelle fischartenbezogene Auswertung als Broschüre veröffentlicht. Die Umsetzung von Richtlinien des Rates der Europäischen Gemeinschaften stellen z.T. sehr umfangreiche Anforderungen an die Qualität von Fischbestandsdaten und deren Erfassung.So beinhaltet beispielsweise die Richtlinie 92/43/EWG des Rates vom 21. Mai 1992 zur Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wildlebenden Tiere und Pflanzen (Abl. L 206), kurz "FFH-Richtlinie" , u.a. einen Anhang II "Tier- und Pflanzenarten von gemeinschaftlichem Interesse, für deren Erhaltung besondere Schutzgebiete ausgewiesen werden müssen" (zuletzt ergänzt durch Richtlinie 2006/105/EG des Rates vom 20. November 2006)). Dieser Anhang II der EG-Richtlinie listet auch vier der aktuell in Berlin vorkommenden Fischarten auf: Bitterling, Rapfen, Schlammpeitzger und Steinbeißer . Mit der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL) vom 23. Oktober 2000 fand erstmalig die Fischfauna als biologische Qualitätskomponente für den ökologischen Zustand eines Gewässers Eingang in Europäische Rechtsverordnungen. Anhand von Arteninventar, Häufigkeit (Abundanz) und Alterstruktur der Fischfauna sowie dem Vorhandensein typspezifischer, störungsempfindlicher Fischarten soll der ökologische Zustand von Seen und Fließgewässern bewertet werden. Ziel der EG-WRRL ist das Erreichen des guten ökologischen Zustands in allen Oberflächengewässern , bzw. des guten ökologischen Potentials in allen künstlichen und stark anthropogen veränderten Gewässern bis zum Jahr 2015. Falls die ökologischen Zustände bis zum Jahr 2015 nicht erreicht werden, ist eine zweimalige Fristverlängerung bis zum Jahr 2027 möglich. Die Ergebnisse aus dem FFH-Monitoring und dem WRRL-Monitoring fließen in den Umweltatlas ein.
Berlins Gewässerlandschaft wurde im zweiten, dem sog. Brandenburger Stadium der Weichselkaltzeit geformt, welches vor etwa 10.300 Jahren endete. Das Berliner Urstromtal ist Teil des Glogau-Baruther Urstromtals, welches sich entlang der weichselzeitlichen Endmoränen des Brandenburger Stadiums erstreckt. Es beginnt an der Mündung der Prosna in die Warthe, verläuft zur Obra und zur Oder, weiter von Neusalz zum Bobr, zur Neiße und von Forst bis zur Spree, weiter über Lübben und Luckenwalde nach Tangermünde, später über Brandenburg und die untere Havel zur Elbe. Zum Ende der Weichselkaltzeit wurden die von Süden, aus periglazialen Gebieten zufließenden Gewässer Weichsel, Warthe und Oder vom Inlandeis gestaut und flossen nach Westen ab, zur heutigen Oder und weiter zur Havel und Elbe. Darüber hinaus existierte eine für aquatische Organismen passierbare Verbindung zwischen Rhein-, Weser- und Elbesystem bei allen Inlandeis-Vorstößen bis in das Ruhrgebiet (Hantke 1993). Über dieses nacheiszeitliche Gewässernetz war es drei Neunaugenarten und 33 Fischarten möglich, die Gewässer des heutigen Landes Berlin zu besiedeln (Wolter et al. 2003). Diese Arten werden als ursprüngliche, bzw. autochthone Fischfauna Berlins betrachtet. Aufgrund ihres geringen Gefälles waren die Tieflandflüsse bereits frühzeitig Gegenstand wasserbaulicher Beeinträchtigungen , z.B. durch Dämme, Wehre oder Kanalverbindungen zwischen verschiedenen Flussgebieten, die im Mittelalter einen ersten Höhepunkt erreichten. Prägte einst die Hydrodynamik von Spree und Havel das Berliner Gewässernetz, so wurden diese Flüsse zunehmend eingedämmt und reguliert. Der Bau von Staueinrichtungen in Fluss- und Bachläufen begann in der Frühzeit der Askanier, die die Mark Brandenburg im 10. Jh. in Besitz nahmen (Driescher 1969). In Berlin lässt sich der Dammbau zum Betreiben von Mühlen mindestens bis in das 13. Jahrhundert zurückverfolgen. Erstmals urkundlich erwähnt wurden 1261 ein Mühlenstau bei Spandau, 1285 eine Wassermühle in Berlin und am 28.10.1298 der Berliner Mühlendamm (Uhlemann 1994). Allerdings ist bereits einer Urkunde aus dem Jahr 1232 zu entnehmen, dass schon zu diesem Zeitpunkt in Spandau eine Stauanlage vorhanden war (Natzschka 1971, Driescher 1974). Zahlreiche Stauanlagen sind wahrscheinlich deutlich älter als ihre erste urkundliche Erwähnung vermuten lässt. So wurden beispielsweise im Jahr 1180 Burg und Burgstadt Spandau rund 1,5 km die Havel aufwärts verlegt, auf die heutige Altstadtinsel, aufgrund eines katastrophalen Wasseranstiegs der Havel, verursacht durch einen bereits vor 1180 einsetzenden Mühlenstau im Bereich der Stadt Brandenburg (Müller 1995). Neben den Mühlendämmen wurden weitere Stauanlagen zur Wasserstandsregulierung und zur Förderung der Schifffahrt errichtet. Bereits im 17. Jahrhundert begann die Begradigung einzelner Flussabschnitte . Die untere Havel – für Fische der Haupt-Kolonialisierungsweg der Berliner Gewässer – wurde erstmals zwischen 1875 und 1881 zusammenhängend reguliert. Im Rahmen der von 1907-1913 erfolgten "Verbesserung der Vorflut- und Schifffahrtsverhältnisse auf der unteren Havel" wurden, neben neuen Durchstichen und Querschnittserweiterungen, auch drei zusätzliche Stauanlagen bei Grütz, Gartz (beide 1911) und Bahnitz (1912) gebaut. Ab 1914 war die Havel bis Spandau voll kanalisiert und gewährleistete auch bei Niedrigwasser durchgehend eine Fahrwassertiefe von 2 m. Diese Regulierung führte zu einem dramatischen Zusammenbruch der Fischbestände und damit fast zum Untergang der Havelfischerei. Damals haben auf einer 80 km langen Havelstrecke 1.100 Fischer ihre Erwerbsgrundlage verloren und Entschädigungen eingeklagt (Kotzde 1914). Ab dieser Zeit war es Wanderfischen selbst bei Hochwasser nicht mehr möglich, die Wehranlagen zu überwinden und das Berliner Stadtgebiet zu erreichen. Mit der Stauhaltung wurden nicht nur überlebensnotwendige Wanderwege unterbrochen, sondern gingen in den Fließgewässern weitere wertvolle Lebensraumstrukturen sowie die für viele Fischarten notwendigen Überschwemmungsflächen verloren. Die Strömungsgeschwindigkeit wurde herabgesetzt, feinkörniges Material konnte nun sedimentieren und diese Ablagerungsprozesse führten zu einer Verschlammung der grobkörnigen Sohlsedimente. Sauerstoffzehrende Abbauprozesse am Gewässergrund wurden vorherrschend. Für Fischarten die kiesiges, gut mit Sauerstoff versorgtes Substrat bevorzugen, fehlten geeignete Laich- und Lebensräume sowie die Möglichkeit, Ausgleichswanderungen durchzuführen, weshalb z.B. die einstige Leitfischart der unteren und mittleren Spree ausstarb, die Barbe – ein typischer Flussfisch. Bis zum Ende des 19. Jahrhunderts wandelte sich in der Berliner Spree der Gewässercharakter von der klassischen Barben- zur Bleiregion (Wolter et al. 2002). Neben diesen nachhaltigen Beeinträchtigungen durch den Gewässerausbau wirkten Einträge aller Art auf die aquatische Lebensgemeinschaft. Bereits vor der Jahrhundertwende war die Belastung von Spree und Havel durch industrielle und komunale Abwässer sowie Fäkalien derart stark, dass Fischsterben an der Tagesordnung waren und die Fischerei ernsthaft beeinträchtigt wurde. So war es beispielsweise aufgrund der schlechten Sauerstoffverhältnisse im Wasser unmöglich, Fische aus der Unterhavel in sog. Drebeln, d.h. in Booten mit offenen, durchströmten Fischkästen, lebend nach Berlin (heutige Innenstadt) zu transportieren. Die städtischen Rieselfelder boten hinsichtlich der Gewässergütesituation nur bedingt Abhilfe. Besonders drastisch waren die Verschmutzungen in der Spree, die in ihrem Verlauf durch Berlin derart viele Abwässer aufnehmen musste, dass unterhalb der Charlottenburger Schleuse jegliches Tierleben am Gewässerboden erloschen war (Lehmann 1925). Diese anthropogenen Einwirkungen führten zu einer zusätzlichen Verarmung der Berliner Fischfauna . Neben den wandernden Neunaugen- und Fischarten sowie der Barbe starben weitere strömungsliebende, an sauerstoffreiches Wasser gebundene Arten in den Berliner Gewässern aus, wie Bachneunauge und Schmerle. Die durch Nährstoffeinträge hervorgerufene, bzw. geförderte Eutrophierung begünstigte euryöke (umwelttolerante) Fischarten, deren Bestandsausweitung oftmals das Zurückgehen anspruchsvollerer Arten verdeckt. Die Auswirkungen dieser Veränderungen auf die Fischfauna sind in der Ausgabe 1993 zusammenfassend beschrieben. Weiterführende Informationen findet man bei Vilcinskas & Wolter 1993, 1994. Ziel dieser Ausgabe ist es, neben einer Aktualisierung und Vervollkommnung der erhobenen Befunde, insbesondere die Entwicklung der Fischgemeinschaft und deren Veränderungen in den vergangenen zehn Jahren darzustellen. Darüber hinaus stellt die aktuelle Umsetzung von Richtlinien des Rates der Europäischen Gemeinschaften neue, z.T. sehr umfangreiche Anforderungen an die Qualität von Fischbestandsdaten und -erfassungen, denen mit dieser Aktualisierung des Umweltatlas ebenfalls entsprochen wird. So beinhaltet beispielsweise die Richtlinie 92/43/EWG des Rates vom 21. Mai 1992 zur Erhaltung der natürlichen Lebensräume sowie der wildlebenden Tiere und Pflanzen (Abl. L 206), kurz "FFH-Richtlinie" , u.a. einen Anhang II "Tier- und Pflanzenarten von gemeinschaftlichem Interesse, für deren Erhaltung besondere Schutzgebiete ausgewiesen werden müssen" (zuletzt ergänzt durch Richtlinie 97/62/EG vom 27. Oktober 1997). Dieser Anhang II der EG-Richtlinie listet auch vier der aktuell in Berlin vorkommenden Fischarten auf: Bitterling, Rapfen, Schlammpeitzger und Steinbeißer . Mit der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL) vom 23. Oktober 2000 fand erstmalig die Fischfauna als biologische Qualitätskomponente für den ökologischen Zustand eines Gewässers Eingang in Europäische Rechtsverordnungen. Anhand von Arteninventar, Häufigkeit (Abundanz) und Alterstruktur der Fischfauna sowie dem Vorhandensein typspezifischer, störungsempfindlicher Fischarten soll der ökologische Zustand von Seen und Fließgewässern bewertet werden. Ziel der EG-WRRL ist das Erreichen des guten ökologischen Zustands in allen Oberflächengewässern , bzw. des guten ökologischen Potentials in allen künstlichen und stark anthropogen veränderten Gewässern bis zum Jahr 2015.
Das ökologische Potenzial wird analog zur Zustandsbewertung über die Abweichung von einer Referenz ermittelt, die vor dem Hintergrund eines stark veränderten Wasserkörpers z. T. neu definiert wurde. Das „Artenspektrum“ wird analog zur Zustandsbewertung auf Ebene der ökologischen Gilden und der Aspekt „Abundanz“ auf der Ebene ausgewählter Indikatoren bewertet. Die Bewertung erfolgt computergestützt auf Grundlage einer Tool internen ‚Datenbank’, die die historischen und artspezifischen Charakteristika (Zugehörigkeit zu Nutzer-, Habitat-, Reproduktionsgilden, artspezifische Häufigkeiten etc.) umfasst. Die Gesamtbewertung ergibt sich aus dem Mittelwert der Ergebnisse der beiden Module „Vollständigkeit Artenspektrum“ und „Abundanz/Altersstruktur“. Durch die bereits seit Jahrhunderten bestehende intensive Nutzung der Ästuare durch den Menschen, insbesondere als Schifffahrtsstraße, habe sich einige wesentliche hydromorphologische Veränderungen hinsichtlich der Ausdehnung und/oder Struktur wichtiger Habitate (Seitengewässer, Flachwasserzonen) sowie eine Reihe weiterer Kenngrößen (z. B. Erhöhung Tidehub, Strömungsgeschwindigkeiten) unwiederbringlich verändert, so dass alle deutschen Übergangsgewässer heute als „erheblich verändert“ eingestuft sind (vgl. Art. 4 Abs. 3 WRRL). Diese Veränderungen sowie die fortlaufenden Nutzungen führten bzw. führen im Vergleich zu einer historischen Referenz auch zu einer erkennbaren Veränderung der aquatischen Lebensgemeinschaften. Während für natürliche Gewässer der „gute ökologische Zustand“ erreicht werden soll, gilt für „erheblich veränderte Gewässer“ (HMWB – heavily modified waterbodies) das „gute ökologische Potenzial“ als ein weniger strenges Ziel. Vor diesem Hintergrund wurden in Anlehnung an die Methodik nach LAWA auch die B ewertungsverfahren für die Potenzialbewertung der Übergangsgewässer modifiziert, indem die definierten Klassengrenzen für den ökologischen Zustand an die weniger strengen Ziele für HMWB-Wasserkörper angepasst wurden .
Das Projekt "Ein neuer Blick auf Fließgewässer-Renaturierungen: Wirkung auf Fluss, Aue und Mensch" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Senckenberg Forschungsinstitut und Naturmuseum, Außenstelle Gelnhausen, Abteilung Fließwässerokologie und Naturschutzforschung durchgeführt. Ziel des Projektes ist die Entwicklung eines bundesweiten Bewertungsschemas für Fließgewässer-Renaturierungsmaßnahmen unter besonderer Berücksichtigung ihrer Aue sowie gesellschaftlicher Aspekte. Bislang werden Fließgewässer im Rahmen der EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) anhand ihrer aquatischen Lebensgemeinschaften bewertet. Oft zeigt sich hierbei nach einer durchgeführten Renaturierungsmaßnahme nicht die erwünschte Verbesserung des ökologischen Zustandes des Gewässers. Vor dem Hintergrund der hohen Kosten weiterer Renaturierungsmaßnahmen und möglicher Konflikte mit Landeigentümern, Gemeinden und Nutzern des Gewässerumfeldes erscheint es jedoch dringend geboten, nicht nur die WRRL-bezogenen Aspekte zu betrachten, sondern auch weitere wichtige Faktoren hinzuzuziehen. Erste Untersuchungen weisen darauf hin, dass Renaturierungen auch auf die Aue wirken. Der Effekt, dass sich ufernahe Lebensgemeinschaften renaturierter Abschnitte in Richtung naturnaher Auenbiozönosen verändern, übersteigt dabei die Wirkung, welche Renaturierungsmaßnahmen auf aquatische Biozönosen haben. Ebenso findet bislang wenig Betrachtung, welchen Effekt Renaturierungsmaßnahmen auf den Menschen haben. Es liegt nahe, dass renaturierte Gewässer auf viele gesellschaftliche Gruppen (z.B. Spaziergänger oder Angler) attraktiver wirken als ein kanalisiertes Gewässer. Auch dieser sozial-ökologische Aspekt soll in diesem Projekt Berücksichtigung finden. Eine dritte Wissenslücke betrifft die erforderlichen Zeiträume für die Rückkehr der verschiedenen Organismengruppen in die renaturierten Abschnitte. Das Projekt rückt also drei Fragen in den Mittelpunkt, die bislang bei der Analyse von Renaturierungen von Fließgewässern stark vernachlässigt wurden: 1. Welche Auswirkungen haben Renaturierungenmaßnahmen auf Lebensgemeinschaften der Aue? 2. Wie werden Renaturierungen des Gewässers und der Aue von der Gesellschaft wahrgenommen? 3. Welche Zeiträume sind für eine Reaktion der Lebensgemeinschaften von Gewässer und Aue sowie ihrer gesellschaftlichen Wahrnehmung notwendig?
Das Projekt "Hochwasser August 2002 - Einfluss auf die Gewässergüte der" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Arbeitsgemeinschaft für die Reinhaltung der Elbe der Länder Brandenburg - Hamburg - Mecklenburg-Vorpommern - Niedersachsen - Sachsen - Sachsen-Anhalt - Schleswig-Holstein, Wassergütestelle Elbe durchgeführt. Der vorliegende Bericht dokumentiert die Auswirkungen des extremen Hochwassers August 2002 auf die Gütesituation der Elbe. Untersuchungsbefunde aus mehreren Bundesländern wurden zusammengeführt. Der Bericht hat eine zweigeteilte Vorgehensweise bei der Dokumentation: Zum einen werden wichtige Einzelaktivitäten der Länder zur Erfassung der Gütesituation beschrieben und die Ergebnisse dargestellt. Zum anderen wird - soweit es die Datenlage hergab - die Entwicklung von verschiedenen Messgrößen im Längsverlauf der Elbe betrachtet. Die Einordnung der Untersuchungsbefunde erfolgt u. a. durch einen Vergleich mit Ergebnissen aus dem Jahr 2001 sowie mit den IKSE/ARGE-ELBE-Zielvorgaben für die Schutzgüter 'Aquatische Lebensgemeinschaften' und 'Landwirtschaftliche Verwertung von Sedimenten'. Weitere Möglichkeiten der Bewertung durch einschlägige nationale und internationale Literatur wurden genutzt, soweit dies sinnvoll erschien. Insgesamt betrachtet kann festgestellt werden, dass trotz erhöhter Last- und Schadstoffeinträge in den Elbeschlauch in der Regel das Belastungsniveau aus den 1970er und 1980er Jahren nicht erreicht wurde. Die große Verdünnungswirkung der enormen Wassermengen hat dazu beigetragen, dass die festgestellten Konzentrationswerte meist im Spannweitenbereich der zurückliegenden Jahre blieben. Eine Ausnahme bilden Mineralölprodukte, die durch Havarien, Überflutungen von Tankstellen und durch das Auslaufen einer Vielzahl von häuslichen Heizöltanks nachweislich und offensichtlich die Elbe belasteten. Eine entsprechende Vorbelastung aus dem tschechischen Elbeabschnitt wurde ebenfalls dokumentiert. Zu einem großen Teil haben sich die von der Elbe mitgeführten Schwebstoffe in den Überflutungsbereichen des Stromes abgelagert. Betroffen waren dabei auch landwirtschaftlich genutze Flächen, die z. B. nach Deichbrüchen überschwemmt waren. Da viele Schadstoffe an Schwebstoff gebunden vorliegen, ergibt sich hieraus eine besondere Problematik. Diese starken Sedimentationsprozesse, insbesondere im Mittellauf der Elbe, haben dazu beigetragen, dass der Schwebstoffeintrag in die Tideelbe relativ gering blieb. Üblicherweise im Hamburger Hafenbereich stattfindende Sedimentationen waren wegen der extrem kurzen Verweilzeiten der Wasserkörper kaum zu verzeichnen. Abschätzungen für den Eintrag in die Nordsee ergaben, dass durch die Hochwasserwelle die überwiegend gelösten Stoffe in einer Größenordnung von rd. 20 bis 30 Prozent (Ausnahme: Arsen 70 Prozent) einer normalen Jahresfracht seewärts transportiert wurden. Austräge bestimmter Pestizide aus dem Moldau- und Muldesystem ließen sich ebenfalls bis in die Nordsee hinaus verfolgen. Auffällig waren umfangreiche Fischsterben in Elbenebenflüssen und deren Überflutungsbereichen. Durch den mehrwöchig anhaltenden Rückstau des Wassers und den damit verbundenen Überstau der Vegetation kam es dort zu massiven Fäulnisprozessen, die bereichsweise zu einem totalen Sauerstoffverbrauch führten.
Für eine Bewertung der Daten aus der Gewässerüberwachung der allgemeinen chemisch-physikalischen Beschaffenheit wird auf die Zielvorgaben in Anlehnung an das LAWA-Verfahren zur “Chemischen Gewässerklassifikation” (LAWA 1998) zurückgegriffen. Diese Klassifikation wurde für die in den Streifenkarten dargestellten Parameter Sauerstoff, Chlorid, Sulfat, Ammonium-Stickstoff, Nitrit-Stickstoff, Nitrat-Stickstoff, AOX und TOC herangezogen. In dem entwickelten Klassifizierungsschema (siehe Tab. 1) entspricht die Güteklasse I für die in der Natur vorkommenden Stoffe wie Nährstoffe und Salze dem geogenen Hintergrundwert, während die Güteklasse II (Zielvorgabe) den Schutz der aquatischen Lebensgemeinschaften sowie weitere Gewässerschutzkriterien abdeckt. Die übrigen Klassen entstehen durch Multiplikation mit dem Faktor 2. Die eigentliche ökologische Aussagekraft schwankt bei den Parametern zum Teil erheblich. Sauerstoff, Ammonium und Nitrit sind ökotoxikologisch bedeutende Parameter. Nitrat besitzt dagegen in den auftretenden Konzentrationen auch gegenüber empfindlichen Wasserorganismen keine toxische Relevanz. Die Bedeutung des Nitrats liegt vielmehr in seiner Funktion als Nährstoff in stickstofflimitierten Gewässern. Paradoxerweise können höhere Nitratgehalte durchaus ökologisch stabilisierend wirken. Insbesondere kann Nitrat als alternativer Sauerstofflieferant die Phosphorrücklösungsprozesse an der Sediment-Freiwasser-Kontaktzone und somit die Eutrophierung auch eindämmen. Die Klassifizierungen von Chlorid, AOX und TOC haben mehr eine Indikatorrolle. So sind Chlorid-Konzentrationen um 100 mg/l zwar Ausdruck anthropogener Einflüsse, aber ökologisch unbedenklich. Sulfat kann geogen, aber auch anthropogen bedingt Werte deutlich größer 100 mg/l erreichen. In ökologischer Hinsicht werden im Zusammenhang mit höheren Sulfatwerten eutrophierungsfördernde Prozesse diskutiert. Im Berliner Raum hat Sulfat ab Güteklasse II-III durchaus eine zusätzliche Bedeutung für die Trinkwasserversorgung. Für Phosphor wurde eine naturraumangepasste Klassifikation im Abgleich zur Klassifikation “Planktondominierter Fließgewässer” (LAWA 1996) hinsichtlich der eutrophierenden Wirkung vorgenommen. Die Temperaturwerte wurden nach einem berlinspezifischen Ansatz für sommerwarme Flachlandgewässer klassifiziert. Die Gewässergütekartierungen zeigen die Entwicklung der Kenngrößen der Wasserbeschaffenheit der Berliner Gewässer im Zeitraum von 1991 bis 2001 (Jahreskennwerte der ungeraden Jahre), die in Streifenkarten dargestellt werden. Die Streifenkarte besteht aus sechs Einzelstreifen , die in der Regel den Zeitraum von 1991 bis 2001 in Zweijahresschritten abbilden. Entscheidend ist die Fließrichtung. Der Streifen für 1991 hat eine hervorgehobene schwarze Begrenzung. In Abhängigkeit von dem jeweiligen Parameter wurden die Bereichsgrenzen so gelegt, dass signifikante Einleitungsstellen von Kläranlagen oder Kraftwerken, die Veränderungen der Werte mit sich bringen können, erfasst werden. Der räumlichen Darstellung liegt zugrunde, dass ein Messpunkt jeweils für einen quasihomogenen Abschnitt die Bewertung repräsentiert. Diese Konvention ist bei der Interpretation der Karte zu berücksichtigen. Die Lage der Messpunkte ist als roter Punkt mit der Messpunktnummer abgebildet. Die Lage der Messstationen für kontinuierliche Messungen wird durch grüne Punkte gekennzeichnet. Die einzelnen Streifen der Gewässer sind ihrer Güteklassenzuordnung entsprechend gefärbt. Die gemessenen Werte für die Parameter der einzelnen Jahre können über das Anklicken der farbigen Abschnitte in einem separaten Fenster (markieren der Funktion “Daten anzeigen” im Menu unterhalb der Karte und in Karte klicken) angezeigt werden. Farblich nicht angelegte Streifenabschnitte bedeuten, dass dort für den Zeitraum keine Daten ermittelt wurden. Den dargestellten Gütemesspunkten und Messstationen sind keine Daten hinterlegt.
Das Projekt "Die Verbreitung von Wasserpflanzen als Folge des Klimawandels - ein Vorhersagemodell für die Betroffenheit stehender Gewässer" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Bayerisches Staatsministerium für Umwelt und Verbraucherschutz durchgeführt. Die durch den Klimawandel bedingten Veränderungen der Lufttemperatur haben auch Auswirkungen auf den Wasserhaushalt und das Temperaturregime stehender Gewässer. Dies kann zu erheblichen Veränderungen der Gewässerbiozönosen führen, z.B. zu einer Verschiebung der Konkurrenzverhältnisse. Insbesondere ergibt sich daraus eine bereits jetzt deutlich feststellbare Zunahme der Einwanderung und z.T. massenhaften Ausbreitung neuer - sog. neophytischer und neozooischer - Arten. In Seen sind dies in erster Linie wuchernde Makrophyten, wie Najas spp. (Nixkraut). Bei massenhaftem Auftreten führen diese stacheligen Pflanzen zu einer erheblichen Beeinträchtigung u.s. des Badebetriebs und der Schifffahrt. Im Rahmen des Vorhabens soll an ca. 50 ausgewählten Seen und Stillgewässern in Bayern die Ausbreitung dieser Wasserpflanzen durch ein breit angelegtes Monitoring erfasst werden und Abbhilfemaßnahmen bzw. Managementmaßnahmen u.a. für Wasserwirtschaft erarbeitet werden (zusammen mit Abtl. 5). Die Ergebnisse werden mit Resultaten aus der Fernerkundung korreliert.
Das Projekt "Einfluss von Mischwassereinleitungen auf den Stoffhaushalt und die Biozönose kleiner Fließgewässer im ländlichen Raum" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Ministerium für Umwelt und Forsten des Landes Rheinland-Pfalz durchgeführt. Emissions- und immissionsseitige Analyse des Einflusses von 4 Regenentlastungsanlagen auf den Stoffhaushalt und die Biozönose von Mittelgebirgsbächen in Rheinland-Pfalz. Ergebnis: Bei durchschnittlicher Entlastungshäufigkeit und -dauer blieben Stoffkonzentrationen und -frachten z.T. deutlich unter denen aus urbanen Gebieten. Akute Gewässerbelastungen durch Sauerstoffdefizite und Ammoniaktoxizität traten daher nicht auf. Die stoßartige hydraulische Belastung der Gewässer verursachte jedoch in einem der untersuchten Fälle eine signifikante Schädigung der aquatischen Lebensgemeinschaft.
| Origin | Count |
|---|---|
| Bund | 53 |
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| Type | Count |
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| Förderprogramm | 46 |
| Text | 20 |
| unbekannt | 12 |
| License | Count |
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| Deutsch | 78 |
| Englisch | 9 |
| Resource type | Count |
|---|---|
| Bild | 3 |
| Datei | 1 |
| Dokument | 6 |
| Keine | 51 |
| Unbekannt | 1 |
| Webseite | 22 |
| Topic | Count |
|---|---|
| Boden | 64 |
| Lebewesen & Lebensräume | 76 |
| Luft | 58 |
| Mensch & Umwelt | 78 |
| Wasser | 75 |
| Weitere | 78 |