Die vorliegende Studie evaluiert die Anwendbarkeit des von HELCOM im Rahmen der Meeresstra-tegie-Rahmenrichtlinie (MSRL) verwendeten Kern-Indikators 'Zooplankton mean size and total stock (MSTS)' zur Beschreibung des guten ökologischen Zustands (GES) des Nahrungsnetzes in der westlichen Ostsee. Anhand einer monatlichen Datenerhebung in der Kieler Bucht, der Mecklenburger Bucht, der Arkona See und im Bornholmbecken in den Jahren 2015 - 2016 wurde untersucht inwieweit indikatorrelevante Zooplankton-Taxa im Hinblick auf ihr saisonales Vorkommen, die interannuelle Variabilität im zeitlichen Auftreten oder die Variabilität der Probenahme ausreichend durch die derzeitig bestehende Probenahme-Strategie im Monitoring erfasst werden. Die Ergebnisse zeigen eine große zeitliche und interannuelle Variabilität im Untersuchungsgebiet insbesondere bei denjenigen Gruppen, die durch parthenogenetische Fortpflanzung schnell auf sich ändernde Umweltbedingungen reagieren können, wie z.B. die Rotatorien und die Cladoceren. Zur quantitativen Erfassung dieser Gruppen und des Zooplanktons im Allgemeinen ist daher eine höhere Frequenz in der Probenahme notwendig, da sich ihr zeitliches Auftreten über eine lange produktive Phase von März bis September erstreckt, die nur unzulänglich mit dem bestehenden Monitoring beprobt wird. Bedeutende Bestände eines kleinen cyclopoiden Copepoden in der Kieler und Mecklenburger Bucht schränken die Anwendbarkeit des Indikators im Hinblick auf seine Aussagekraft bezüglich eutrophierungsbedingter Verschiebungen in der Größenstruktur des Zooplanktons ein. Hier ist bisher nicht ausreichend geklärt, ob das Auftreten dieser Gruppe durch die Erhöhung von Nähr-stoffeinträgen gefördert wird. Auf Basis der Langzeitdaten der mittleren Größe und Gesamtbiomasse wurden Referenzperioden für einen guten Umweltzustand bezüglich Eutrophierung und Ernährungszustand des Fischbestandes für die Arkonasee und das Bornholmbecken definiert. Dies erfolgte auf Basis von Langzeitdaten für Chlorophyll und altersspezifisches Gewicht der Sprotten. Die jeweils für die Sommerperiode und das Jahresmittel berechneten Schwellenwerte zeigten für das Zooplankton in der Arkonasee einen guten Zustand, da die mittlere Größe und die Gesamtbiomasse über den Zeitraum von 1983 bis 2018 zuge-nommen haben. In der Bornholmsee zeigt sich hingegen für die mittlere Größe seit den frühen 90er Jahren ein schlechter Zustand, während die Biomasse kritische Schwellenwerte nicht unterschritten hat. Quelle: Forschungsbericht
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 "Messnetz Nord-/Ostsee - 3. Teilziel Station Arkona-Becken - 4. Teilziel Station Mecklenburger Bucht" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie durchgeführt. Da der Bau des Geraetetraegers auf unbestimmte Zeit verschoben werden musste, konnte das Teilprojektziel 'Mecklenburger Bucht' in der Laufzeit des Projektes nicht mehr erreicht werden und wurde deshalb aufgegeben. Damit ist das Projekt Ende 1998 insgesamt abgeschlossen. Die Teilprojekte 'Darsser Schwelle' und .'Oder Bank' sind abgeschlossen. Die Stationen befinden sich im operationellen Betrieb. Im Teilprojekt 'Arkona Becken' wurde 1995 die Messausruestung beschafft und 1996 erfolgte der Bau des Geraetetraegers in Gestalt eines neuartigen Halbtauchers. Die Neuartigkeit der Konstruktion erforderte 1997 einige Nachbesserungen, bis schliesslich der GL sein Zertifikat erteilen konnte. Die Station befindet sich in der Endausruestungsphase. Die Ausbringung wird voraussichtlich Ende 1998 erfolgen .Mit dem Abschluss des Grundaufbaus des Messnetzteils vor der Kueste Mecklenburg-Vorpommerns ist die Ueberwachung der physikalischen Parameter in dem erforderlichen Umfang gesichert. Dabei ist von besonderer Bedeutung, die Erfassung des Einstroms von Nordseewasser in das Arkona Becken als Beitrag zur Beschreibung des Guetezustandes in diesem Meeresbereich.
Das Projekt "Untersuchungen der Folgen von Eingriffen in die Lebensraeume der Kieler und Mecklenburger Bucht" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Kiel, Institut für Meereskunde durchgeführt.
Das Bewertungsverfahren MarBIT findet in allen vier Küstengewässertypen der Ostsee Anwendung. Auf Grund des starken Salzgehalts- und Expositionsgradienten innerhalb der Küstengewässer der Ostsee, und deren starke Auswirkung auf die Artenzusammensetzung, ist neben einer grundsätzlichen Trennung der Lebensräume Weich-, Hartboden und Phytal auch eine weitere Aufteilung der vier Küstengewässertypen in Subtypen/Bewertungseinheiten erforderlich: Typ B1 Oligohalines, inneres Küstengewässer Subtyp B1a: β-oligohalin – Salzgehalt 0,5–3 psu Subtyp B1a: β-oligohalin – Salzgehalt 0,5–3 psu Bewertungseinheit Innerste Gewässer Subtyp B1b: α-oligohalin – Salzgehalt 3–5 psu Bewertungseinheit Innere Gewässer Typ B2 Mesohalines, inneres Küstengewässer Subtyp B2a: β-mesohalin – Salzgehalt 5–10 psu Bewertungseinheit Innerste Gewässer Bewertungseinheit Innere Gewässer Bewertungseinheit Mittlere Gewässer Bewertungseinheit Rügensche (Bodden)Gewässer Bewertungseinheit Flussmündungen Subtyp B2b: α -mesohalin – Salzgehalt 10–18 psu Bewertungseinheit Flussmündungen Bewertungseinheit Buchten Bewertungseinheit Kieler Bucht Typ B3 Mesohalines, offenes Küstengewässer Subtyp B3a: β-mesohalin – Salzgehalt 5–10 psu Bewertungseinheit Darß bis Polen Subtyp B3b: α -mesohalin – Salzgehalt 10–18 psu Bewertungseinheit Kieler Bucht Bewertungseinheit Mecklenburger Bucht Typ B4 Meso-polyhalines, offenes Küstengewässer Subtyp B4a: polyhalin – Salzgehalt 18–30 psu Bewertungseinheit Flensburger Förde Subtyp B4b: α -mesohalin – Salzgehalt 10–18 psu Bewertungseinheit Becken
Das Projekt "Massenfluss von organischem Kohlenstoff, Naehrsalzen und Spurenelementen zwischen Sediment und Wasser der Mecklenburger Bucht - Teilprojekt C: Scavening aus der BTZ" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Technische Universität Hamburg-Harburg, Arbeitsbereich 1-03 Umweltschutztechnik durchgeführt. Die zeitliche Entwicklung der aus natuerlichem Uran im Seewasser gebildeten Thoriumaktivitaet wurde mit einem an Kershaw und Young ('Scavenging of Th 234 in the Eastern Irish Sea', J. Environmental Radioactivity 6, (1988), 1-23) angelehnten neuen dynamischen Modell dargestellt. Es ist ein System von 6 gewoehnlichen linearen Differentialgleichungen erster Ordnung. Die unabhaengige Variable ist die Zeit t, die abhaengigen Variablen sind die geloesten und adsorbierten Thorium- und Uranaktivitaeten in der Wassersaeule und im Sediment. Das Gleichungssystem kann im Einklang mit den Messfehlern ohne Verlust von Genauigkeit vereinfacht werden, so dass alle Systemparameter experimentell zugaenglich werden. Die Sedimentationsrate muss dann aus einer Gleichung abgeschaetzt werden, in der folgende drei Unbekannte stehen: (1) die Zeit t nach Stoerung der Absinkgeschwindigkeit v des Schwebstoffs, (2) das Verhaeltnis der Thorium- und der Uranaktivitaet unmittelbar vor dieser Stoerung, (3) die Absinkgeschwindigkeit v. Die Unterbestimmtheit des Systems (drei Unbekannte in einer Gleichung) muss durch statistische Wahrscheinlichkeitsbetrachtungen beseitigt werden. Die Vereinfachung des Differentialgleichungssystems und die Beseitigung der Unterbestimmtheit fuehrt ueber das Modell von Kershaw und Young hinaus und ist wissenschaftliches Neuland. Zusaetzlich zu dieser Unterbestimmtheit des Systems tragen zum Fehler der berechneten Sedimetationsraten bei: (1) die systematischen und statistischen Messfehler und (2) die Unsicherheiten, resultierend aus der experimentell nicht bestimmten, also unbekannten raeumlichen Verteilung der Aktivitaeten. Die so berechneten Absinkgeschwindigkeiten v liegen bis zu zwei Groessenordnungen unter den nach Aldredge und Gotschalk ('In-situ settling behaviour of marine snow', Limnology Oceanography, 33, 339-351, 1988) aus der Dichte und Groesse berechneten Sinkgeschwindigkeiten in ruhendem Wasser, d.h. auch ohne Resuspension.
Das Projekt "Verbundvorhaben: Massenfluss von organischem Kohlenstoff, Naehrsalzen und Spurenelementen zwischen Sediment und Wasser der Mecklenburger Bucht - Teilprojekt A" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Leibniz-Institut für Ostseeforschung durchgeführt. In Zusammenarbeit von drei Instituten in Warnemuende, Hamburg und Kiel sollen neue Aspekte des Schadstoff-, Naehrsalz- und Kohlenstoffkreislaufes in der Ostsee untersucht werden. Vor allem von der Einbeziehung des Massenflusses in partikulaerer Form werden - zusammen mit dem Transport geloester Inhaltsstoffe in und ueber dem Sediment - neue und realistischere Bilanzen erwartet. Vom IFO werden die Teilprojekte 7.2, 7.4 und 7.9 beantragt. TP 7.2 soll sich mit der Untersuchung turbulenter Prozesse in der bodennahen Wasserschicht befassen und dabei zu einem Modell des turbulenzbedingten Vertikaltransports unter den besonderen hydrographischen Bedingungen der westlichen Ostsee fuehren. TP 7.4 dient der Untersuchung des Spurenmetallregimes in der 'bodennahen Truebezone' (BTZ), d.h. besonders der Charakterisierung von Gradienten geloester und suspendierter Formen. TP 7.9 soll der Erfassung von Spurenmetallvariationen im Sed. dienen.
Das Projekt "GISEB: GIS-Raum/Zeit Modelle der Sedimentverteilung in der Ostsee als Funktion wechselnder Milieuparameter" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Leibniz-Institut für Ostseeforschung durchgeführt. Ziel ist die Bilanzierung von Sedimentanhäufungen für verschiedene Ostseebecken zwischen der Mecklenburger Bucht und dem Golf von Finnland. Zum einen liegt das Augenmerk auf der Auflösung verschiedener zeitlicher Skalen in Hinblick auf die Sedimentakkumulation und zum anderen auf der Trennung von natürlichen (Klima) und anthropogenen Einflüssen (Nähr- und Schadstoffe) beim Eintrag sowie den Folgen der Nutzung des marinen Ökosystems durch den Menschen. Es soll ein Geowissenschaftliches Informationssystem (GIS) erstellt werden, das potentielle Nutzer des Ostseeraums in die Lage versetzt bessere Abschätzungen über zukünftige Veränderungen, die als Folge der Nutzung auftreten können, zu machen.
Das Projekt "Eutrophierung der Nord- und Ostsee, Teilvorhaben: Trends in der Naehrstoffkonzentration im Wasser der Kieler Bucht" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Kiel, Institut für Meereskunde, Abteilung für Marine Planktologie durchgeführt. Untersucht werden sollen einerseits die Beziehungen zwischen dem hohen (anthropogenen) Naehrstoffeintrag und den im Wasser vorliegenden Naehrstoffkonzentrationen sowie der moeglicherweise erhoehten pflanzlichen Produktion (speziell des Planktons) im Bereich der Kieler und Mecklenburger Bucht, andererseits die moegliche ausloesende Wirkung jener Produktion fuer Sauerstoffdefizite in der Region. Zur Beurteilung der Naehrstoffsituation wird eine Trendanalyse durchgefuehrt. Satellitenaufnahmen sollen ergaenzende Informationen zur Abgrenzung verschiedener Wasserkoerper liefern; dies ist zugleich fuer eine Bewertung stark variierender Konzentrationsdaten zu Naehrstoffen und Biomasse von Bedeutung. Die im Wasser festgestellten Situationen und Prozesse werden in der Endphase der Untersuchungen mit landseitigen Einfluessen (Abwasser) und meteorologischen Faktoren korreliert.
Das Projekt "Wichtige Strukturbildner im Makrozoobenthos der Küstengewässer Mecklenburg-Vorpommerns (WISTMAK I und II)" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Rostock, Institut für Biowissenschaften, Abteilung Meeresbiologie durchgeführt. Erfassung des Makrozoobenthos in Teilen der Mecklenburger Bucht, mit Schwerpunkt der strukturbildenden Arten auf der Sedimentoberfläche. - Enge inhaltliche Verknüpfung zum BMBF Projekt DYNAS. - Zeitliche Variabilität des Makrozoobenthos. In den Jahren 2001 und 2002 sind in 4 Gebieten unterschiedlicher Makrofauna-Besiedlung kleinskalige Untersuchungen des Makrozoobenthos (MZB) zu vier verschiedenen Jahreszeiten vorgesehen. Die Gebiete sollen die in den Küstengewässern vorkommenden Lebensgemeinschaften und besonders die dort vorkommenden wichtigen Strukturbildner im MZB repräsentieren. Die Ziele des Projektes sind einerseits eine Optimierung des Makrozoobenthos-Monitorings in Bezug auf Probenahmefrequenz, Anzahl der Proben pro Station, Verteilung der Stationen innerhalb eines Untersuchungsgebietes sowie auf den Zeitpunkt der Probennahme. Zum anderen sollen die erhobenen Daten Lücken in der bereits vorhandenen GIS-Datenbank zur Besiedlung mit MZB schließen und dazu beitragen, das Regionen mit typischen biogenen Strukturbildnern des MZB im Küstenbereich von Mecklenburg-Vorpommern ausgewiesen werden können.