Pelagische und demersale Fischarten aus Nord-und Ostsee wurden mikroskopisch auf auffällige Partikel und durch Pyrolyse Gaschromatographie Massenspektrometrie auf insgesamt 9 Kunststoffe (Polyethylen (PE), Polypropylen (PP), Polystyrol (PS), Polyvinylchlorid (PVC), Polyethylenterephthalat (PET), Polymethymethacrylat (PMMA), Polycarbonat (PC), Polyurethan (PUR), Polyamid (PA)) qualitativ und quantitativ untersucht. Dies erfolgte nach enzymatisch, chemisch-oxidativer Aufarbeitung und in einigen Fällen einer Dichtetrennung. Im Mittel wurde in 69% der untersuchen Fischproben aus Nord- und Ostsee Mikroplastik <1mm (S-MP) nachgewiesen. Die Fische der Ostsee enthielten tendenziell häufiger S-MP und eine größere Vielfalt an Kunststoffarten. Mit Ausnahme von PP wurden alle Kunststoffarten (s.o.) nachgewiesen. Als solche erkennbare, größere Kunststoffpartikel (> 1mm) fehlten vollständig. Es gab keinen pauschalen Trend zwischen der Häufigkeit der S-MP-Aufnahme, den nachgewiesenen, einzelnen Kunststoffarten und dem pelagischen oder benthischen Habitat der jeweiligen Fischarten. Menge und Qualität von S-MP scheinen mit der Art und Qualität der Nahrungsaufnahme der einzelnen Spezies zu variieren. Das S-MP Vorkommen ist wahrscheinlich stärker von lokalen Strömungs- und Sedimentationsbedingungen und physikalischen Kräften abhängig als von der Dichte der Kunststoffe. Eine semi-quantitative Abschätzung ergibt für Fische der Ostsee S-MP-Gehalte unterhalb von 20 (mikro)g in denen der Nordsee unterhalb von 15 (mikro)g/Probe. Die Mengen einzelner Kunststoffarten liegen vielfach unterhalb des derzeitigen Kalibrierbereiches. Die im Rahmen dieser Pilot-Studie untersuchten Fischarten eignen sich grundsätzlich, als vergleichsweise leicht verfügbare Indikatororganismen, zur Erfassung der Belastung ihres Lebensraums mit Mikroplastik. Sie sind von lokaler Aussagekraft und bei Langzeitstudien ein Trendindikator für die MP-Belastung. Eine Einschätzung zum Belastungszustand von Nord-und Ostseefischen mit MP sowie der potentiellen Gefährdung des Menschen durch Verzehr von Fischen wird gegeben. Quelle: Forschungsbericht
Die Anwendung des Bewertungsverfahrens FAT-TW stellt konkrete Anforderungen an die Datenerhebung und Auswertung. Eine wichtige Rolle im Hinblick auf die Konzeption eines geeigneten Monitorings spielt die hohe räumliche und zeitliche Variabilität der Fischgemeinschaften in den Übergangsgewässern. Die Anwendung des fischbasierten Bewertungswerkzeugs FAT-TW setzt den Einsatz von Hamennetzen als Erfassungsmethodik voraus, da auch die Referenzbedingungen auf Basis von Hamendaten abgeleitet wurden. Bei dieser vom verankerten Kutter aus durchgeführten passiven Fangmethode, die den Tidestrom nutzt, werden ein oder zwei Netz(e) seitlich des Schiffes ausgebracht (Abb. 1). Mittels Ankerhamen wird v .a. das Pelagial befischt. Bei tidephasenabhängig geringerer Wassertiefe wird jedoch auch die bodennahe Fischfauna repräsentativ erfasst, da der Hamen z. T. Grundberührung hat. Die Methode wird von der kommerziellen Fischerei v. a. in den Ästuaren der Elbe und Weser auch heute noch ausgeübt. Die Befischung erfolgt über den gesamten Tidezyklus, d. h. es wird je ein Hol während Flut- und Ebbphase durchgeführt. Die Fangdauer je Hol beträgt durchschnittlich zwei bis vier Stunden. Je nach Strömungsgeschwindigkeit und Fangdauer wird ein Wasserkörper um 7 - >10 km Länge durchfiltert. Abb. 1: Hamenkutter und schematische Darstellung eines Hamennetzes (mit Angabe der verschiedenen Netzmaschenweiten in mm). Bildquelle: B. Schuchardt, Bioconsult. Der eingesetzte Hamen sollte bei vollständiger Öffnung eine Größe von 70 m² nicht unterschreiten. Eine verbindliche Festlegung bzw. Vorgabe der Hamengröße ist allerdings in der Praxis nicht umzusetzen, da für die Befischungen kommerzielle Kutter eingesetzt werden. Durch die rechnerische Standardisierung des Fangs werden u. U. fangmethodisch bedingte Unterschiede, die auf verschiedene Hamengrößen zurückzuführen sind, kompensiert. Die typischerweise eingesetzten Maschenweiten (im Steert) liegen zwischen 8 – 10 mm. Größere Maschenweiten werden nicht verwendet, da ansonsten kleinere Arten bzw. Jungfische nicht repräsentativ erfasst werden. Die Fangstationen (FS) werden entlang des Salinitätsgradienten (oligo-, meso- und polyhalin) positioniert; die Anzahl richtet sich auch nach der Größe des Ästuars, sollte aber wenigstens eine FS je Salinitätszone betragen. Die örtliche Festlegung erfolgt unter fachlichen Gesichtspunkten sowie unter Nutzung der Erfahrung der ortsansässigen Fischer. Die Position der FS sollte repräsentativ für die jeweilige Salinitätszone sein. Die Koordinaten der FS werden mittels GPS dokumentiert. Die einmal festgelegten Positionen sollten nur fachlich begründet räumlich variiert werden. Die Befischungen sind im Frühjahr und im Herbst, also zweimal je Untersuchungsjahr durchzuführen. Die Frühjahrsuntersuchung ist abhängig von den Lebenszyklen bestimmter Arten (Finte, Stint) auf den Zeitraum von etwa Anfang – Mitte Mai zu datieren. Die Frühjahrswassertemperaturen sollten aber mindestens 12° C betragen. Die Herbstbefischung ist auf den Zeitraum von etwa Ende September bis Ende Oktober festgelegt. An Bord geltende Sicherheitsvorschriften sind einzuhalten, d. h. Nutzung von Schwimmweste, Helm, Sicherheitsschuhen sowie Handschuhen sind obligatorisch. Folgende Ausstattung zur Fangauswertung und Dokumentation der Ausfahrt ist erforderlich: Sortiertisch, Messbrett, Waage, Wannen, kleinere Gefäße und Ethanol für ggf. im Labor taxonomisch weiter zu bearbeitende Fische, Messsonde, Messflügel für die Bestimmung des durchfilterten Wasservolumen, Fotoapparat. Prioritär ist anzustreben den Fang komplett auszuwerten, d. h. artspezifische Zählung, Längenvermessung und Biomassebestimmung. Da die Fänge sehr groß sein können, ist eine Unterbeprobung sinnvoll und ab etwa 100 kg (als etwaiger Richtwert) Gesamtfanggewicht zu empfehlen. Bei einer sehr großen Anzahl kleiner Fische kann ggf. auch schon bei geringeren Gesamtgewichten eine Unterbeprobung angezeigt sein. Im Falle einer Unterbeprobung ist der Gesamtfang zunächst auf Behälter gleichen Volumens (sinnvollerweise große Fischkörbe) zu verteilen. Es ist darauf zu achten, dass die Gesamtprobe gut durchmischt und gleichmäßig (gewichtsbezogen) über die Behälter verteilt wird. Die Bearbeitungsmethodik im Falle großer Fangmengen ist hier kurz umrissen: Über die dokumentierten Schritte der Unterbeprobungen (Anteile) sind die resultierenden Daten dann auf den Gesamtfang hochzurechnen. Im Rahmen der Hochrechnung ist der Gesamtfang um den Gewichtsanteil des Beifangs zu korrigieren. Die Begleitdaten zu den Befischungskampagnen wie Probenahme-Datum, Tidephase, Uhrzeit bei Einsetzen und Herausnehmen des Hamens und damit Dauer der Hamenexposition, Wassertiefe, durchfiltertes Wasservolumen sowie Windrichtung- und stärke werden dokumentiert. Die aktuellen Wassertiefen können i. d. R. über das bordeigene Echolot ermittelt werden. Die Quantifizierung des befischten Wasservolumens erfolgt über einen mechanischen Messflügel, der am Rahmen des eingesetzten Hamens montiert wird. Über die Anzahl der Flügelumdrehungen kann das durchfilterte Wasservolumen berechnet werden (die Umrechnungsformel ist den jeweiligen Herstellerangaben des Messflügels zu entnehmen). Ein Beispiel für die Datendokumentation (Grundlage Exceltabelle) zeigt Abb. 2; standardisierte Feldprotokolle sind bisher nicht eingeführt. Abb. 2: Beispiel Übersicht Begleitdaten Hamenfischerei, Informationen zur Ausfahrt. Neben den o. g. Informationen werden auch physikochemische Sondenparameter (Wassertemperatur, Sauerstoff, Salinität, pH-Wert) erhoben. Die Messungen erfolgen je Hol jeweils zu Beginn und zum Ende der Netzexposition an der Wasseroberfläche und werden holbezogen ebenfalls tabellarisch protokolliert. Tabelle 1 enthält einen zusammenfassenden Überblick über die Anforderungen an die Erfassungsmethodik zur Anwendung des FAT-TW. Tab. 1: Übersicht Befischungsmethodik im Rahmen der Bewertung von Übergangsgewässern. Anzahl und Position Messstellen Ankerhamen Mindestens 1 Messstelle pro Salinitätszone Fanggeräte Ankerhamen Netzöffnung > 70m² Maschenweite im Steert 6 - 12 mm Hamenposition einseitig (ggf. beidseitig bei kleinen Hamen) Exposition/Untersuchungstermin Über die gesamte Tidephase (2 - 4 h) Tidephase a Ebbhol Tidephase b Fluthol Untersuchungszeitpunkte Ankerhamen Frühjahr zwingend, Mai Sommer nicht zwingend (Juli; August) Herbst zwingend (September/Oktober) Winter nicht zwingend Fangdokumentation Ankerhamen Expositionszeit je Hol (Angabe in Minuten vom Aussetzen bis zum Hieven) filtriertes Wasservolumen Messung je Ho (Angabe in m³) Position 1 x pro Fang Auswertung Fang Ankerhamen Hol pro Hol eine Auswertung taxonomische Ansprache gesamtes Fischartenspektrum Längenmessung Genauigkeit: 1 cm-below alle Tiere pro Art (bei hohen Fangzahlen Unterprobe) Gewichtsbestimmung Angabe in g Gesamtfanggewicht pro Art Altersgruppen Anzahl AG 0: zwingend bei Finte und Stint Anzahl subadult: zwingend bei Finte und Stint Anzahl adult: zwingend bei Finte und Stint Um Ergebnisse unterschiedlicher Hamengrößen, Fangdauer etc. miteinander vergleichen zu können, ist für die Bewertung eine Standardisierung der Fangdaten erforderlich. Diese erfolgt auf Holebene (Ebb- und Fluthol). Aus „historischen Gründen“ ist für die Bewertung eine Standardisierung (artspezifisch) auf die Einheit „ Fangzahl pro h und Größe der Öffnung eines Modellhamens von 80 m²“ (Ind./h/80 m²) gewählt worden. Die Netzöffnung ergibt sich aus der Breite des verwendeten Hamens und der vertikalen Öffnung des Netzes. Hierbei ist zu berücksichtigen, dass sich über den Tideverlauf der Wasserstand an der Fangstation verändert. Dies führt u. U. auch zu einer Veränderung der vertikalen Öffnung des Hamennetzes und ist bei Standardisierung der Fangdaten zu berücksichtigen. Über die Wassertiefe kann eine solche Verringerung der Öffnung quantifiziert werden. Die durchschnittliche Netzöffnung während eines Hols (vertikale Öffnung, Zeit) ist zu dokumentieren. Beispiel: a bsolute Fangzahl der Art I in Hol 1 nach 210 min = 100 Ind/Hol.; Hamenöffnung im Mittel 90 m². Standardisierte Abundanz der Art I = [100/(210*60)/(90*80)] = 25,6 Ind./h/80 m². Zusätzlich sollte eine Standardisierung auf Ind./durchfiltertes Volumen (z. B. Ind./1 Mio. m³) durchgeführt werden (nachrichtlich, nicht obligatorisch).
Bei der Probenahme sind immer fischereirechtliche, tier- und naturschutzrechtliche sowie arbeitsschutzrechtliche Aspekte zu berücksichtigen. Die ökologische Zustandsbewertung im Site-Modul beruht auf einem Vergleich der aktuellen Fischgemeinschaft mit einem Referenzzustand. Die Fischgemeinschaften werden dabei in Form von Arteninventaren mit semiquantitativen Häufigkeiten beschrieben (fehlt, selten, regelmäßig, häufig). Die Informationsgrundlage können Fachliteratur, historische Veröffentlichungen, aktuelle und ältere Fang- und Besatzstatistiken oder Expertisen sein. Falls die Datenbasis nicht ausreicht, sind gezielte Befischungen erforderlich. Das kann beispielsweise vorkommen, wenn Informationen ausschließlich für einzelne Fanggeräte vorliegen, sodass kein vollständiges Bild der Fischgemeinschaft zu erhalten ist. Zur Modellierung der Referenzfischgemeinschaft wird auf Daten und Fachliteratur bis zum Jahr 1940 zurückgegriffen. Das geschieht vor dem Hintergrund, dass erhebliche anthropogene Beeinträchtigungen großer Seen (z. B. Nährstoffeinträge oder Uferverbauungen) erst in der zweiten Hälfte des vergangenen Jahrhunderts massiv zunahmen. Neben der datenbasierten Zuordnung von Arten und Häufigkeiten zur Referenzfischgemeinschaft kann diese durch Analogieschluss und Experteneinschätzung ergänzt werden. Beispielsweise können Arten aufgenommen werden, deren Vorkommen für das Einzugsgebiet belegt ist. Zur Modellierung der aktuellen Fischgemeinschaft werden Daten und Angaben aus dem jeweiligen WRRL-Bewirtschaftungszeitraum von sechs Jahren genutzt. Für die umfassende Einschätzung von Artenvorkommen und -häufigkeiten sind Informationen zu allen Haupt-Habitaten des Sees erforderlich. Es werden folgende Fanggeräte für die Beprobung der einzelnen Habitate empfohlen, wobei mindestens eins der Geräte je Habitat zum Einsatz kommen sollte: Litoral: Reuse, Strandwade, Elektrofischerei Benthal/Profundal: Stellnetz, Zugnetz, Großreuse Pelagial: Stellnetz, Schleppnetz (vorzugsweise nachts), Ringwade Im Site-Modul werden die Informationen aus unterschiedlichen Fanggeräten in Häufigkeitsklassen überführt (Tab. 1). Bei Befischungsdaten werden dazu Anteile genutzt, bei Fangstatistiken flächenbezogene Erträge und bei Literaturquellen beschreibende Angaben. So ist die Kombination verschiedener Datenquellen möglich. Dabei ist immer die Informationsquelle mit dem höchsten artspezifischen Anteil zu verwenden. Für ufergebundene Arten (Aal, Hecht, Schleie) ist das in der Regel die Reusen- oder Elektrofischerei, bei Arten des Freiwassers (Kleine Maräne, Ukelei, Stint) entsprechend Stell- oder Schleppnetze. Die Häufigkeitsklassen im Site-Modul beziehen sich auf die einzelnen Habitate bzw. Fangmethoden und entsprechen somit nicht immer der intuitiven Benutzung der Begriffe häufig, regelmäßig oder selten im Hinblick auf die gesamte Fischgemeinschaft. Tab. 1: Zuordnung der Häufigkeitsklasse auf Basis verschiedener Datenquellen im Site-Modul. Häufigkeits-klasse Befischungen % Anzahl Fangstatistik kg/ha Semiquantitative Informationen 3 > 5 % > 1,0 häufig 2 1 - 5 % 0,1 - 1,0 regelmäßig 1 < 1 % < 0,1 oder < 10 Ind./100 ha selten, sporadisch, ggf. längere Abstände 0 fehlt fehlt fehlt Im Type-Modul sind die Referenzzustände für die einzelnen Typen vorgegeben; sie wurden auf Basis umfangreicher Befischungen ermittelt. Für die Referenz ist keine Datenerhebung erforderlich. Die aktuelle Fischgemeinschaft wird durch eine wissenschaftliche Befischung nach einem normierten europäischen Verfahren vergleichbar beprobt (dem sog. CEN-Standard oder EN 14757). Die Befischungen erfolgen mit benthischen Multimaschen-Stellnetzen, die in vorgegebenen Tiefenbereichen zufällig im See verteilt werden. Die verwendeten Multimaschennetze haben eine Länge von 30 m und eine Höhe von 1,5 m. Sie sind aus 12 Netztüchern der Maschenweiten 43/19,5/6,25/10/55/8/12,5/24/15,5/5/35/29 mm zusammengesetzt. Größere Maschenweiten können zusätzlich zum Einsatz kommen, dann muss der Fang aber gesondert aufgenommen werden. Die Netze werden bei Wassertemperaturen über 15°C ausgebracht. Der Fangzeitraum liegt damit für das Norddeutsche Tiefland üblicherweise zwischen Anfang Mai und Ende Oktober. Vor den Befischungen müssen alle erforderlichen Genehmigungen eingeholt werden (Zusagen der Fischereirechtsinhaber, Gewässereigentümer, naturschutzfachliche Ausnahmegenehmigung, Genehmigung der Elektrofischerei). Die Netze sollen zufällig in den Tiefenschichten verteilt werden, es sind also eine Tiefenkarte oder ein Echolot notwendig. Die Anzahl der Netze in den einzelnen Tiefenschichten ist abhängig von Fläche und Tiefe des beprobten Gewässers, für Details wird auf die Originalbeschreibung verwiesen (EN 14757). Die Netze werden 2 - 3 h vor der Abenddämmerung ausgebracht und 2 - 3 h nach der Morgendämmerung eingeholt. Somit sind die zwei Phasen größter Aktivität der Fische eingeschlossen. Der einheitliche Zeitbezug ist eine „Netznacht einschließlich zweier Dämmerungsphasen“. Nach dem Heben der Netze werden die gefangenen Fische untersucht. In der Regel ist eine Bestimmung der Art möglich, Ausnahmen sind Jungfische von Karpfenartigen oder gelegentlich vorkommende Hybriden (ebenfalls Karpfenartige). Von allen Individuen wird die Art aufgenommen, die Länge gemessen und die Exemplare werden gewogen. Gemäß den EN-Vorgaben ist die Länge auf den [mm] und die Masse auf das [g] genau zu bestimmen. Ein Feldprotokoll der Netzfänge sollte folgende Angaben enthalten: Formularkopf: Gewässer, Datum, Netzart, Netz-Code, Tiefenbereich, Koordinaten Fang: Maschenweite, Fischart, Länge, Anzahl, Masse Für die Anwendung des DeLFI sind weniger genaue Messungen erforderlich (Art, Länge in [cm], artspezifische Gesamtmasse) und Sammelmessungen sind möglich. Zudem werden immer die Fänge in allen benthischen Netzen ausgewertet, unabhängig von Stelltiefe oder eventueller Sauerstoffsprungschicht. Es wird jedoch dringend empfohlen, die Datenerhebung nach den Anforderungen des EN-Standards durchzuführen, um neben der DeLFI-Bewertung andere vergleichende Analysemöglichkeiten zu gewährleisten. Elektrobefischungen und Befragungen der Fischereirechtsinhaber vervollständigen das Fischartenspektrum, sind aber nicht immer zwingend erforderlich.
Der Fischbestand in Fließgewässern ist saisonal und räumlich sehr variabel. Die Ergebnisse von Untersuchungen der Fischzönose sind daher stark abhängig von Untersuchungszeitraum und -ort. Das „ Handbuch zu fiBS “ enthält detaillierte methodische Vorgaben für eine repräsentative Probenahme (Dußling 2009). Deren Berücksichtigung gewährleistet die Vergleichbarkeit der Ergebnisse verschiedener Probenahmen sowie eine valide Datengrundlage für die Bewertung. Im Rahmen dieser bundeseinheitlichen Vorgaben bestehen jedoch im Detail Unterschiede zwischen den Bundesländern, insbesondere im Hinblick auf die räumliche Ausdehnung der Befischungsstrecken und der Befischungsmethodik. In Abhängigkeit von der Laichzeit und der Entwicklungsgeschwindigkeit der Larven und Jungfische sind die Dominanzverhältnisse der Fischarten sowie die Anzahl der nachzuweisenden Altersklassen hoch variabel. Als günstigster Untersuchungszeitraum wird darum Spätsommer bis Frühherbst empfohlen. Zu diesem Zeitpunkt sind die Jungfische der meisten Fischarten bereits sicher bestimmbar. Die Probenahme mittels Elektrofischerei, der am häufigsten eingesetzten Befischungsmethode, ist aufgrund der hohen Wassertemperaturen und meist moderaten Abflüssen in der Regel mit hoher Fangeffizienz möglich. Temporäre Konzentrationen laichreifer Individuen einzelner Arten in Laichgebieten, welche die Daten zum Fischbestand verfälschen könnten, sind weitgehende ausgeschlossen. Der Nachweis von Wanderstadien diadromer Arten ist allerdings in diesem Untersuchungszeitraum oft nicht möglich. Es kann daher erforderlich sein, zusätzliche Beprobungszeiträume für diese Arten festzulegen. Für diese Arten können zudem alternative Datenquellen genutzt und als Ersatzwerte (Dummy-Werte) zusätzlich in die Grundlagendaten der Bewertung einfließen. Die bisherigen Untersuchungen haben gezeigt, dass die Befischungsergebnisse insbesondere bei artenreichen Fließgewässern aufgrund verschiedener Faktoren zwischen den Jahren ebenfalls eine hohe Varianz aufweisen. Es wird darum empfohlen, innerhalb eines Berichtszeitraumes mindestens drei Einzelbefischungen durchzuführen, die Datensätze aufzuaddieren und die Bewertung auf Basis des so entstandenen Gesamtdatensatzes vorzunehmen (Abb. 1). Abb. 1: Schema der Datenerfassung und -aggregation für die Bewertung des ökologischen Zustands bzw. Potenzials mit dem fischbasierten Bewertungssystem (fiBS). Probestellen sind Teilabschnitte innerhalb einer längeren Fließstrecke, die stellvertretend für größere Gewässerabschnitte in einem Wasserkörper untersucht werden. Diese Probestellen müssen repräsentativ sein für die betreffende Bewertungseinheit und den Einsatz der vorgegebenen Probenahme-Methodik ermöglichen. In den Probestellen sollten sich sämtliche Hauptbeeinträchtigungen der Bewertungseinheit widerspiegeln. Sind Teilabschnitte vorhanden, die sich hinsichtlich der Hauptbelastungen stark unterscheiden, muss jeder dieser Abschnitte eine repräsentative Probestelle enthalten. Zur Bewertung der gesamten Bewertungseinheit sind die Bewertungsergebnisse der Teilabschnitte in diesem Fall streckengewichtet zu einer Gesamtbewertung zusammenzufassen (Abb. 2). Abb. 2: Räumliche Aggregation von Befischungsdaten mehrerer Probestellen einer Bewertungseinheit (angegebene Werte lediglich beispielhaft genannt). Grundsätzlich sind Ausdehnung und Lage der Probestellen so festzulegen, dass alle Habitate und Teilstrukturen beprobt werden. Dies ist eine entscheidende Voraussetzung dafür, dass das gesamte Fischartenspektrum sowie alle Altersstadien in repräsentativen Abundanzanteilen nachgewiesen werden können. Es muss zudem eine gefahrlose Probenahme mit der vorgegebenen Befischungsmethodik möglich sein. Das Untersuchungsteam sollte die Probestelle ohne Risiko und vertretbaren Aufwand erreichen können. Die Zusammensetzung der Fischfauna in Mündungsbereichen von Nebengewässern ist häufig durch Arten beeinflusst, die temporär einwandern, deren Habitate sich jedoch primär im Hauptgewässer befinden. Mündungsnahe Probestellen sind daher oft für den stromaufwärts gelegenen Gewässerlauf des Nebengewässers nicht repräsentativ. Probestellen im Übergangsbereich von Gewässerabschnitten mit abweichenden fischfaunistischen Referenzzuständen ermöglichen häufig keine valide Bewertung, da die vorhandenen Mischzönosen keinem Leitbild eindeutig zuzuordnen sind. Die einer Bewertung zugrundeliegende Befischungsstrecke entspricht der kumulierten Streckenlänge der Einzelbefischungen. Im „ Handbuch zu fiBS “ sind bezüglich der Länge der Befischungsstrecke vier Kriterien vorgegeben: In vielen Fällen erfolgt die Probenahme durch Elektrobefischung. Der Einsatz dieser Befischungsmethode erfordert grundsätzlich eine besondere Genehmigung durch die zuständigen Fischereibehörden, da es sich prinzipiell um eine verbotene Fangmethode handelt. Generell dürfen Elektrobefischungen nur durch qualifizierte Personen erfolgen, die im Besitz eines Bedienscheins für Elektrofischfanganlagen und eines Fischereischeins sind. Zusätzlich sind mindestens der Nachweis eines ausreichenden Versicherungsschutzes und der technischen Prüfung der eingesetzten Geräte erforderlich. Die gesetzlichen Regelungen und Zuständigkeiten sind Deutschlandweit nicht einheitlich und unterliegen dem Landesrecht. Unabhängig von der Befischungsmethodik können beim Fang und der Entnahme von Fischen zusätzlich artenschutzrechtliche (z. B. geschützte Arten) und fischereirechtliche Belange zu berücksichtigen sein (z. B. Schonzeiten). Prinzipiell ist der ökologische Zustand bzw. das ökologische Potenzial von Fließgewässern mithilfe des fischbasierten Bewertungssystems (fiBS) unter Nutzung der Daten aller Befischungstechniken möglich, sofern folgende Voraussetzungen erfüllt sind: In der Regel erfolgt die Beprobung mittels Elektrobefischung, da die Kriterien bis auf wenige Ausnahmen damit zuverlässig erfüllt werden können. Bei der Elektrobefischung sind immer fischereirechtliche, tierschutzrechtliche, naturschutzrechtliche und arbeitsschutzrechtliche Aspekte zu berücksichtigen. Diesbezügliche Hinweise enthalten VDFF 2000 und die CEN-Norm EN 14011. In Abhängigkeit von der Gewässertiefe und -breite wird watend mit einem oder mehreren Elektrofischern und Fanganoden (Abbildung 3) oder vom Boot aus gefischt (Abb. 4). Die Befischung erfolgt in der Regel entgegen der Strömung flussaufwärts. Die Fische werden dabei temporär entnommen und im Gewässer selbst, oder am Ufer kurz zwischengehältert, bevor sie wieder in den bepropten Gewässerabschnitt zurückgesetzt werden. Die kurzzeitige Entnahme hat folgende Vorteile: Vermeidung von Mehrfachfängen Überwachte Erholung bewegungsunfähiger Fische infolge einer kurzzeitigen Galvanonarkose Einfache Art- und Längenbestimmung der gefangenen Individuen Die Fanggeräte wie Kescher, Netze sowie Hälterungsgefäße müssen Dimensionen aufweisen, die einen sicheren Fang und ein schonendes Handling kleiner 0+ Fische, aber auch großer adulter Individuen der an der Probestelle vorkommenden Fischarten gewährleisten. Bei Verwendung der Arbeitsgeräte sind Aspekte des Seuchenschutzes zu berücksichtigen. Es sind Schutzmaßnahmen zu ergreifen, um das Risiko der Verschleppung von Krankheitserregern (z. B. Erreger der Krebspest) oder von Arten zwischen Gewässern weitgehend auszuschließen. Hierzu kann die gezielte Desinfektion oder die vollständige Trocknung der Arbeitsgeräte und Arbeitskleidung erforderlich sein. Ziel der repräsentativen Probenahme ist der Nachweis aller an einer Probestelle vorkommenden Fischarten in der vorhandenen Altersverteilung. Der Befischungsaufwand innerhalb einer Probestelle sollte unabhängig von der Habitatqualität in Teilbereichen sein. Kleine, bewatbare Gewässer werden innerhalb der Probestelle komplett, über ihre gesamte Breite, befischt. Die Repräsentativität dieser Probenahmen ist bei fachgerechter Ausübung der Elektrobefischung in der Regel gegeben. Sind Gewässer nicht bewatbar, wird die Befischung vom Boot aus durchgeführt. Eine Kombination von Wat- und Bootsbefischung ist ebenfalls möglich. In diesem Fall ist allerdings zu berücksichtigen, dass die Fangeffizienz bei watender Befischung meist höher ist und einzelne Habitate und Strukturen sorgfältiger beprobt werden können als mit dem Boot. Die Fangdaten sind dementsprechend zu gewichten. Hierfür muss die Fangeffizienz beider Methoden bekannt sein. Große Gewässer können nicht mehr über die gesamte Breite befischt werden. In diesem Fall werden in der Regel Strecken entlang beider Ufer, sowie eine Strecke im Freiwasser beprobt. In großen Flüssen und Strömen ist eine repräsentative Beprobung des Pelagials mittels Elektrobefischung meist nicht möglich. Dann ist der Einsatz alternativer Fangmethoden erforderlich. Die Fangergebnisse sind jedoch im Hinblick auf ihre Kompatibilität zu den Elektrobefischungsdaten und fischfaunistischen Referenzen zu prüfen und entsprechend der methodenspezifischen Fangeffizienz anzupassen. Liegen in großen Gewässern die einzelnen, bei der Beprobung zu berücksichtigenden, Habitate in großer Entfernung zueinander und es würden hieraus unzumutbar große Befischungsstrecken resultieren, kann die Probenahme auch in räumlich getrennten Teilbereichen erfolgen, deren Untersuchungsergebnisse aufaddiert (gepoolt) werden. Folgende Voraussetzungen müssen dazu erfüllt sein: Teilabschnitte stehen fischökologisch in angemessener räumlicher Beziehung Uneingeschränkter Wechsel der Fische zwischen den Teilhabitaten ist möglich, keine Einschränkung durch Migrationsbarrieren Homogenität der Teilabschnitte hinsichtlich anthropogener Beeinträchtigungen (Stressoren) liegt vor Einheitlicher Fischfaunistischer Referenzzustand für alle Teilabschnitte gegeben Sind diese Voraussetzung nicht erfüllt, werden die Teilabschnitte wie separate, eigenständige Probestellen behandelt. Neben den bei der Watbefischung gängigen Ringanoden können bei Bootseinsatz Drahtseil oder Streifenanoden eingesetzt werden, um die Fangeffizienz zu erhöhen (Abbildung 5) Prinzipiell ist die Elektrobefischung unter Verwendung von Gleichstrom fischschonender als mit Impulsgleichstrom. Es ist daher grundsätzlich mit Gleichstrom zu fischen. Wenn aufgrund der Rahmenbedingungen keine Befischung mit Gleichstrom möglich ist (z. B. sehr hohe Leitfähigkeit des Wassers) kann auf Impulsgleichstrom ausgewichen werden, sofern es landesrechtliche Regelungen nicht untersagen. Es ist zu berücksichtigen, dass dies Einfluss auf die Fangeffizienz und damit das Bewertungsergebnis haben kann. Aufgrund der hohen räumlichen und zeitlichen Variabilität der ästuarinen Fischgemeinschaften erfolgen Befischungen im Frühjahr und Herbst jeweils über eine gesamte Tidephase (je eine Probe bei Ebbe und eine bei Flut). Um eine Einschätzung hinsichtlich der Vorkommensschwerpunkte von Finteneiern und ‑larven zu erhalten, sollten an geeigneten Positionen im Frühjahr zusätzlich Befischungen mit Bongonetzen durchgeführt werden. In der Regel werden die Datenerhebungen in einem Abstand von zwei Jahren wiederholt. Bei der Probennahme handelt es sich um eine Ankerhamen-Befischung. Bei dieser vom verankerten Kutter aus durchgeführten passiven Fangmethode, die den Tidestrom nutzt, werden ein oder zwei Netz(e) seitlich des Schiffes ausgebracht. Mittels Ankerhamen wird v .a. das Pelagial befischt. Bei tidephasenabhängig geringerer Wassertiefe wird jedoch auch die bodennahe Fischfauna repräsentativ erfasst, da der Hamen z. T. Grundberührung hat. Zusätzlich sind verschiedene Parameter wie befischte Wassermenge sowie Sauerstoffkonzentration, Wassertemperatur und Leitfähigkeit / Salinität zu erheben. Die detaillierte Beschreibung der Ankerhamen-Befischung ist beschrieben unter: Übergangsgewässer/Biologische Qualitätskomponenten/Fischfauna/Probenahme und Aufbereitung. Die Probennahme zur Bewertung orientiert sich am DIN-Entwurf EN 14011 (2003-2007) „Probenahme von Fisch mittels Elektrizität“ sowie den Empfehlungen zur Anwendung des fischbasierten Bewertungssystems für Fließgewässer (fiBS). Besonders zu beachten ist eine Abstimmung der Befischungszeitpunkte mit der Durchführung der Unterhaltungsarbeiten, um eine repräsentative Aufnahme der Fischfauna zu gewährleisten. Derzeit können noch keine verbindlichen Aussagen gemacht werden, wie häufig ein Monitoring durchgeführt werden muss, um zu belastbaren Ergebnissen zu gelangen. Aufgrund der geringen Gewässerdynamik (Abflussregime, Gewässerstruktur u. ä.) kann von stabilen Verhältnissen in der Fischfauna ausgegangen werden, so lange keine gravierenden Änderungen der hydromorphologischen und physikalisch-chemischen Rahmenparameter eintreten.
Die Stehgewässer (Seen) stellen, im Gegensatz zu Fließgewässern, ein geschlossenes Ökosystem dar und sind durch ein vergleichsweise großes Gesamtwasservolumen mit langen Wasseraufenthaltszeiten gekennzeichnet. Je nach der Entstehung des Sees spricht man von künstlich angelegten Seen (Abgrabungsseen, bzw. Baggerseen) oder natürlich entstandenen Seen. Ein See umfasst grundsätzlich die Freiwasserzone (Pelagial) und die Bodenzone (Benthal). Das Pelagial umfasst eine obere, durchlichtete trophogene Zone (Epilimnion), eine Sprungschicht mit einem Temperaturgradienten (Metalimnion), und eine untere tropholytische Wasserschicht (Hypolimnion). Das Benthal lässt sich wiederum in eine durchlichtete Uferzone (Litoral) und eine Tiefenzone (Profundal) unterteilen. Diese Zonen stellen Lebensräume für die unterschiedlichen Biozönosen des Sees dar und sind geprägt von verschiedenen abiotischen Faktoren (Wassertemperatur, pH-Wert, Lichtverfügbarkeit, Nährstoffe, Sauerstoff). Dem Lebensraum entsprechend lassen sich die Lebewesen des Ökosystems See in folgende Kategorien unterteilen: Plankton, Nekton, Neuston/ Pleuston und Benthos. Die autochthone Primärproduktion eines Sees umfasst in erster Linie die photoautotrophe Produktion des Phytoplanktons im Pelagial und der Makrophyten, des Phytobenthos und des Periphytons im Benthal. Im Nahrungsnetz der Ökosystems See schließen sich die Primär- und Sekundärkonsumenten an (z.B. im Pelagial vorkommende Fische und Insektenarten, benthische Makrozoobenthosarten). Tiefere Seen sind in der Regel dimiktisch, das heißt der Wasserkörper unterliegt zweimal im Jahr einer Zirkulation (Frühjahres- und Herbstzirkulation). In Abhängigkeit der Jahreszeit ändert sich die Temperatur des Sees. Im Winter kommt es aufgrund der Dichteanomalie des Wassers zu einer sehr kalten, zum Teil eisbedeckten oberflächennahen Schicht und einer wärmeren, tieferen Schicht von 4 °C am Grund des Sees. Damit ist das Überleben der Fische in den tieferen Wasserschichten des Sees im Winter sichergestellt. Im Frühling setzt eine Frühjahrszirkulation ein und die beiden Wasserschichten mischen sich. Nach der Vollzirkulation hat der See eine konstante Wassertemperatur und ähnliche Sauerstoff- und Nährstoffverhältnisse. Während der Sommerstagnation erwärmt sich das Oberflächenwasser auf über 20 °C, während das Wasser in den tieferen Schichten des Hypolimnions kälter ist. Die im Herbst einsetzenden Stürme führen erneut zu einer Herbstzirkulation und die beiden Wasserschichten durchmischen sich. Ein Team des LANUV bei der Seeuntersuchung, Foto: LANUV/FB 55 Das LANUV NRW – hier der Fachbereich 55 „Ökologie der Oberflächengewässer“ - führt regelmäßig biologische Untersuchungen in 23 Seen und 24 Talsperren mit einer Fläche von mehr als 50 ha durch. Die Seen in NRW sind bis auf 2 natürlich entstandene Altarme des Rheins (Altrhein Bienen-Prast und Altrhein Xanten) durch Menschenhand geschaffene Abgrabungsseen der Kies- und Sandindustrie oder des Braunkohletagebaus und damit gemäß Terminologie der WRRL künstliche Gewässer. Talsperren sind aufgestaute und damit erheblich veränderte Fließgewässer, die mit ihren limnischen Eigenschaften stehenden Gewässern am ähnlichsten sind. Grundlage für diese Gewässeruntersuchungen ist die im Jahr 2000 beschlossene Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) die in Deutschland rechtlich durch die Novellierung des Wasserhaushaltsgesetzes (WHG) und durch die Oberflächengewässerverordnung (OGewV 2011, 2016) umgesetzt ist. Nach diesen Regelungen soll der gute Gewässerzustand erhalten bleiben und – wo dies nicht mehr der Fall ist – soll schrittweise spätestens bis zum Jahr 2027 der gute Zustand erreicht werden. Erheblich veränderte und künstliche Gewässer müssen das gute ökologische Potenzial erreichen. Foto: LANUV/FB 55 Foto: LANUV/FB 55 Gewässerüberwachung Die Untersuchung und Bewertung der Flora und Fauna liefert wesentliche Grundlagen z.B. zum Erhalt und zur Verbesserung der Artenvielfalt, des Gewässerschutzes und des Erholungs- und Freizeitwertes der Seen und Talsperren in NRW. Tiere und Pflanzen sind wichtige Bioindikatoren. In der Zusammensetzung der Arten und der Häufigkeit ihres Vorkommens spiegeln diese Organismen die Lebensbedingungen über einen längeren Zeitraum wider und geben Auskunft über eine längerfristige Belastungssituation. Chemische Analysen beschreiben lediglich eine Momentaufnahme. Für die Stehgewässer ist das Phytoplankton die wichtigste biologische Qualitätskomponente. Biologische Qualitätskomponenten
Die Seen in Hessen sind überwiegend nicht natürlichen Ursprungs, sondern künstlich durch Menschenhand geschaffen. Diese sind häufig Abgrabungsseen, die durch die vorherige Rohstoffgewinnung von z. B. Kies oder Sand in den Auen- und Flusslandschaften - Baggerseen - oder von Kohle im Tagebauverfahren - Tagebauseen - entstanden sind. Während die Baggerseen meistens nur vergleichsweise geringe Eingriffstiefen in den Untergrund aufweisen und daher thermisch ungeschichtet sind, können Tagebauseen große Tiefen haben und deshalb in der Sommerzeit häufig thermisch geschichtet sein. Andere Seen sind Teile von Fließgewässern, die aus wasserwirtschaftlichen Gründen, etwa des Hochwasserschutzes oder der Niedrigwassererhöhung, aufgestaut sind und infolge der limnologischen Eigenschaften als See betrachtet werden. Die beiden großen Talsperren an der Eder und der Diemel sind tiefe, thermisch geschichtete Talsperren, die betrieben werden, um bei Bedarf den Wasserstand in der Weser für die Schifffahrt zu erhöhen. Hinzu kommen Altrheinseen, die eine ein- oder auch zweiseitige Anbindung an den Rhein haben. Diese Seen sind als natürliche Seen zu betrachten. Hessen besitzt 15 Seen mit einer Fläche von mehr als 50 ha. Da diese überwiegend einen künstlichen Ursprung haben, müssen sie sich nach ihrer Entstehung erst über einen längeren Zeitraum stabilisieren, bevor sie nach den Kriterien der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) bzw. nach der Oberflächengewässerverordnung untersucht und im Hinblick auf ihr ökologisches Potenzial bewertet werden können. Die einzige Qualitätskomponente, die in diesen WRRL-Seen Hessens sinnvoll anzuwenden ist, ist die biologische Qualitätskomponente Phytoplankton (Algen der Freiwasserzone). Die Bewertung erfolgt innerhalb der jeweiligen Seetypen, die zuvor definiert worden sind. Als unterstützende Komponente zur Bewertung dienen weiterhin allgemeine physikalisch-chemische Kriterien wie der Phosphorgehalt und die Sichttiefe. In Hessen sind derzeit 11 Seen zwingend nach den Grundsätzen der WRRL zu untersuchen, zu bewerten und zu bewirtschaften. Diese Seen werden in einem zeitlichen Abstand zwischen drei und sechs Jahren anhand der Biokomponente Phytoplankton bewertet. Die Bewertung der WRRL-Seen ist im WRRL-Viewer abrufbar. Die restlichen vier Seen mit einer Fläche von mehr als 50 ha werden nicht gemäß WRRL untersucht. Bei drei dieser Seen handelt es sich um Baggerseen, die sich noch im Abbau befinden (Langener Waldsee, Riedsee Biblis) bzw. der Abbau noch nicht lange genug beendet wurde (Tagebau Gombeth), sowie um eine Talsperre (Krombachtalsperre), die größtenteils in Rheinland-Pfalz liegt und deshalb von diesem Bundesland gemäß WRRL untersucht wird. Diese vier Seen befinden sich jedoch mit den 11 WRRL-Seen sowie allen sonstigen zu untersuchenden Seen auch in einem gesonderten Gütemessprogramm (siehe Downloads rechte Spalte). Für die Badeseen ist das Erstellen eines Badegewässerprofils erforderlich. In diesem werden eine Vielzahl von unterschiedlichen Parametern der jeweiligen Seen dargestellt. Hierfür werden Badessen regelmäßig durch das HLNUG u.a. auf Nährstoffe im Wasser untersucht. Insgesamt werden deshalb zusätzlich zu den WRRL-Untersuchungen derzeit 114 Seen (15 Seen > 50 ha und 99 Seen < 50 ha) im Rahmen eines hessischen Gütemessprogramms regelmäßig untersucht. Die Untersuchungen erfolgen hierbei anhand der Trophiekriterien - also der Biomasse der Algen, der Sichttiefe und des Nährstoffgehaltes - um daraus die Trophieklasse nach Vorgaben der LAWA (Bund- L änder a rbeitsgemeinschaft Wa sser) zu ermitteln. Die Beprobung weiterer Seen ist abhängig von ihrer Nutzung, dem öffentlichen Interesse und möglichen besonderen Belastungen. Aktuelle Messergebnisse finden Sie zusätzlich in unseren Gewässerkundlichen Jahresberichten . In Hessen sind über 60 Badegewässer offiziell gemeldet, die nach den Qualitätskriterien der Badegewässerverordnung Hessen mit Änderungen (28.11.2013) zu überwachen und zu bewerten sind. Für die Überwachung der Badeseen sind die örtlichen Gesundheitsämter zuständig, die die Badestellen kurz vor und während der Badesaison mindestens im monatlichen Abstand hinsichtlich der hygienischen Kriterien, d. h. im Hinblick auf mikrobielle Indikatorkeime untersuchen bzw. untersuchen lassen. Die Untersuchungsergebnisse werden vor Ort und auf der hessischen Badeseen-Internetseite veröffentlicht. Auf den einzelnen Seiten finden Sie zudem noch viele weitere Informationen zu den Badegewässern Hessens. Ann-Katrin Thomas Seen Nord- und Mittelhessen Tel.: 0561-2000 190 Winfried Staudt Badegewässer in Hessen Tel.: 0611-6939 300 Dr. Carina Zang Dezernatsleiterin Tel.: 0611-6939 576 WRRL Seen WRRL-Viewer WRRL (weiterführende Webseite zur Wasserrahmenrichtlinie) Gewässerkundliche Jahresberichte Badegewässer Badeseen-Internetseite Badegewässer Verordnung Hessen mit Änderungen (28.11.2013) Faltblatt Badegewässer in Hessen Faltblatt Badegewässer in Hessen (barrierefrei) Gütedaten Seen 2010 Gütedaten Seen 2011 Gütedaten Seen 2012 Gütedaten Seen 2013 Gütedaten Seen 2014 Gütedaten Seen 2015 Gütedaten Seen 2016 Gütedaten Seen 2017 Gütedaten Seen 2018 Gütedaten Seen 2019 Gütedaten Seen 2020 Gütedaten Seen 2021 Gütedaten Seen 2022 Gütedaten Seen 2023
Da bei vielen Seen der Freiwasserraum den vorherrschenden Anteil am Wasserkörper bildet, wird im allgemeinen auch der Schwerpunkt der hydrobiologischen Untersuchungen auf die Lebensgemeinschaft des Freiwassers gelegt. Diese besteht einerseits aus dem passiv mit dem Wasserkörper driftenden Plankton mit Phytoplankton als Primärproduzenten, Zooplankton als Konsumenten und den heterotrophen Mikroorganismen als Destruenten, und andererseits aus dem aktiv gerichtet schwimmenden Nekton, wozu insbesondere die Fische zählen. Plankton und Nekton sind die Akteure im ständigen Stoffkreislauf des Sees. Die im Plankton vorkommenden Arten werden laufend vom Institut für Seenforschung meistens an einer Station (Seemitte) in regelmäßigen Zeitabständen überwacht (14 täglich bis monatlich). Beim Phytoplankton handelt es sich um mikroskopisch kleine, im Wasser schwebende phototrophe Organismen, die einerseits zur Pflanzengruppe der Algen und andererseits zur Bakteriengruppe der Cyanobakterien gehören. Als photoautrophe Planktonorganismen bauen sie aus im Wasser gelösten Nährsalzen und Kohlensäure mit Hilfe des Sonnenlichts ihre Körpersubstanz auf. Sie stellen daher als „Primärproduzenten“ die Basis der Nahrungskette dar, die direkt oder indirekt als Energie- und Kohlenstoffquelle für alle anderen Organismen in einem Gewässer dient. Sowohl die Biomasse als auch die Artenzusammensetzung des Phytoplanktons sind wichtige Hinweise auf den Zustand eines Gewässers: eine niedrige Biomasse zeigt im Allgemeinen an, dass im Gewässer ein niedriges Nährstoffniveau herrscht, ein hohes Nährstoffniveau wird zu einer hohen Biomasse führen. Bestimmte Arten sind typisch für höhere Nährstoffkonzentrationen, andere Arten werden nur bei niedrigeren Konzentrationen gefunden, wieder andere Arten sind von der Nährstoffkonzentration weitgehend unabhängig. Das Phytoplankton wird nach Zusammensetzung und Biomasse erfasst. Dabei werden die Großgruppen der Cyanobakterien (Blaualgen) und der eukaryontischen Algen mit Euglenophyta (Augenflagellaten) Chromophyta (Kieselalgen u. Goldalgen), Dinophyta (Panzerflagellaten), Cryptophyta (Schlundalgen) und Chlorophyta (Grünalgen) durch Zählung der jeweils zugehörigen Einzelarten erfasst. Eine Abschätzung der Biomasse und der Gruppenzusammensetzung kann auch über die chemische Bestimmung der Algenpigmente erfolgen. Fotos: Diverse Phytoplankton-Arten unter dem Mikroskop. Von links nach rechts: Scenedesmus, Phacus, Ceratium, Cryptomonas, Microcystis. Die wichtigsten Gruppen des Zooplanktons sind die Kleinkrebse mit Cladoceren („Wasserflöhe“) und Copepoden („Hüpferlinge“), die Rotatorien („Rädertiere“), die Protozoen (Urtiere) mit Flagellaten und Ciliaten. Die meisten Arten ernähren sich von Algen, einige auch von Bakterien, wieder andere räuberisch durch Fressen anderer Zooplankter. Die Produktion des Zooplanktons (Wachstum und Fortpflanzung) ist im Wesentlichen abhängig von der Art und der Menge der vorhandenen Futteralgen sowie von der Temperatur. Daher ist in der Regel die Produktion im Sommer beschleunigt und im Winter verlangsamt. Die Art, Größe und Form der Algen bestimmt ihre Fressbarkeit. Die Menge der fressbaren Algen beeinflusst insbesondere bei hohen sommerlichen Temperaturen die Wachstums- und Fortpflanzungsgeschwindigkeit des algenfressenden Zooplanktons. Die Konkurrenz der einzelnen Zooplanktonarten um die gemeinsame Nahrungsgrundlage ist sehr komplex und von zahlreichen artspezifischen Faktoren abhängig. Durch den Fraß von einzelnen „bevorzugten“ Phytoplanktonarten ändern sich die Wachstumsbedingungen der verbleibenden Phytoplanktonarten. Die resultierenden Änderungen in Qualität und Quantität des „Phytoplanktons“ wirken sich wiederum auf das "Zooplankton" aus. Das „Zooplankton“ seinerseits dient als Nahrungsgrundlage für räuberische Zooplanktonarten und für Fische. Auch hier gibt es komplexe Wechselwirkungen. Menge und Zusammensetzung des Zooplanktons geben daher insbesondere Auskunft über die Struktur des Nahrungsnetzes in einem Gewässer und stellen somit neben der Trophie eine weitere wichtige Informationsquelle zur Zustands-Bewertung eines Gewässers dar. Das Zooplankton wird entweder durch Netzfänge (Crustaceen und Rotatorien) oder durch Schöpfproben (Protozoen) aus unterschiedlichen Tiefen erfasst und mikroskopisch ausgewertet. Fotos: Diverse Zooplankton-Vertreter unter dem Mikroskop. Ruderfußkrebs (links); Wasserfloh (mittig); Rädertierchen (rechts). Neben den pflanzlichen (Produzenten) und tierischen Vertretern des Planktons (Konsumenten) bilden die mikroskopisch kleinen heterotrophen Mikroorganismen (Destruenten) sowohl im Hinblick auf Biomasse als auch für die Stoffkreisläufe eine dritte wichtige funktionelle Gruppe der Lebensgemeinschaft des Freiwassers. Zu dieser zählen einerseits die heterotrophen Bakterien, andererseits einzellige bakterienfressende Urtierchen (Protozoen), darunter vor allem Geißeltierchen (Flagellaten) und Wimpertierchen (Ciliaten). Die Bakterien erfüllen zusammen mit den bakterienfressenden Urtieren über die sogenannte Detritus-Nahrungskette (microbial loop) vorrangig die Funktion des Abbaus der organischen Substanz und damit der Regeneration von Nährstoffen. Über die so ermöglichten kurzgeschlossenen Stoffkreisläufe in der Freiwasserzone können die heterotrophen Mikroorganismen maßgeblich die Produktivität eines Gewässers mitbestimmen. Im Vergleich zum klassischen Plankton ist die Kenntnis der Artzusammensetzung der heterotrophen Mikroorganismen bislang noch sehr unzureichend, was vor allem auf methodischen Schwierigkeiten beruhte. Daher wurden bis jetzt Indikationsansätze, die auf der Artzusammensetzung beruhen, für diese Gruppe kaum entwickelt. Eine Ausnahme bilden die relativ leicht nachweisbaren Fäkal-Indikatoren (v.a. E. coli), die als Darmbakterien üblicherweise in natürlichen Gewässern nicht vorkommen. Deren Nachweis zeigt somit sehr sicher und hochempfindlich eine Verunreinigung mit fäkalbelastetem Abwasser an. Da inzwischen zusätzliche Bestimmungsmöglichkeiten über die Analyse artspezifischer molekularer Bestandteile (insbesondere der Nukleinsäuren) der Mikroorganismen zur Verfügung stehen, ist für die Zukunft mit einer erheblich verbesserten Nutzung des Indikationspotenzials weiterer heterotropher Mikroorganismen zu rechnen. Foto: Bakterienplankton nach Anfärbung mit Fluoreszenzfarbstoff unter dem Mikroskop. Fische stehen, wie einige Kleinkrebse, als Folgekonsumenten am Ende der Nahrungskette im Freiwasser. Zu den vorherrschenden Planktonfressern zählen in großen tiefen Seen die Felchen, in kleineren Seen Barsche und Weißfische (z. B. Rotfedern, Brachsen). Als Raubfische sind Hechte, Zander und erwachsene Barsche unterwegs. Über ihre Fresstätigkeit beeinflussen die Fische die Zusammensetzung der Lebensgemeinschaft im Freiwasser. Aktuell werden Fragen nach den Reaktionen der Fischbestände auf die Reoligotrophierung im Bodensee untersucht. Hierzu erfolgen Erhebungen über Bestandsverteilung, Altersstruktur und Laicherfolg mit Hilfe von Ultraschall-Techniken, Stichproben aus Netzfängen unterschiedlicher Maschenweiten und durch Erfassung von Menge und Anteil befruchteter Eier am Seeboden. Weitere Informationen zur Fischerei finden sie auch auf der Internetseite der Fischereiforschungsstelle .
Das Projekt "Untersuchungen zum Stoffaustausch mit den Sedimenten im Grossen Mueggelsee" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Forschungsverbund Berlin, Leibniz-Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei durchgeführt. Der Mueggelsee hat 1988 eine Wende zu einer P-Quelle vollzogen. Er speichert nun nicht mehr rund 15 kgP/d, sondern gibt im Mittel 18 kgP/d ab. Aus den saisonalen Betrachtungen folgt, dass nicht nur die Freisetzungsvorgaenge im Sommer an Intensitaet gewonnen haben, sondern auch die Rueckhalteprozesse negativ beeinflusst worden sind. Aktuelle Abschaetzungen zum Rueckhalt von P und Fe ergaben, dass der Verlandungsprozess langsamer als bisher angenommen ablaeuft und dass das Gewaesser noch 1500 Jahre als See existiert. Aus pelagischen Bilanzen erhielten wir mittlere herbstliche P- Entzuege von ueber 20 mgP/Quadratmeter/d. Weil die Primaerproduktion im Herbst nicht die zum Entzug solch grosser P-Mengen notwendige Groesse erreicht, muessen auch Sorptions- und Faellungsprozesse an der P-Rueckfuehrung beteiligt sein. Die Quantifizierung von Sedimentation und Resuspension ist weiterhin durch das Fehlen einer zuverlaessigen Messmethode (Sedimentfallen) verhindert. Bisherige Quantifizierungsversuche zeigten, dass die Resuspension weder durch Messungen am Ufer, noch allein im zentralen Bereich zu erfassen ist, da es sich um recht kurzfristige Ereignisse handelt, die nur Teile des Sees stark beeinflussen.
Das Projekt "Habitatwahl und Ressourcennutzung von Fluss- und Kaulbarsch im reoligotrophierten Bodensee" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Konstanz, Fachbereich Biologie, Sonderforschungsbereich 454 "Bodenseelitoral" durchgeführt. In den Untersuchungen sollen die Auswirkungen der tages- und jahreszeitlichen Habitatwechsel von Fluss- und Kaulbarsch auf die Interaktionen zwischen diesen beiden Arten sowie auf andere trophische Ebenen der litoralen, pelagischen und benthalen Biozoenosen analysiert werden. Dazu werden zwei Themenbereiche bearbeitet: a) Flussbarsche leben nach dem Schluepfen im Pelagial und kehren nach einigen Wochen wieder zum Litoral zurueck. Es soll in einer Orientierungsarena untersucht werden, ob die Tiere dabei gerichtete Wanderungen durchfuehren und an welchen Reizen sie sich orientieren. Waehrend der Vegetationsperiode scheinen Flussbarsche sehr standorttreu zu sein, was durch ultraschalltelemetrische Verfolgung von adulten Einzeltieren im See ueberprueft werden soll. b) der Flussbarschbestand des Bodensees ist in den 90er Jahren zwei grundlegenden Veraenderungen in seinem Lebensraum ausgesetzt, der Oligotrophierung, die zu einer Abnahme des Zooplanktons und einem Rueckgang der strukturbildenden submersen Makrophyten fuehrt, und gleichzeitig einem stark wachsenden Bestand des Kaulbarsches, eines potentiellen Konkurrenten. Diese Fischart trat 1987 erstmals im Bodensee auf und ist heute in vielen Regionen des Sees die haeufigste Fischart im Litoral. Wir wollen untersuchen, wie sich diese Veraenderungen auf Habitat- und Nahrungswahl des Flussbarsches auswirken und wie Fluss- und Kaulbarsch um Raum und Nahrung konkurrieren. Weiterhin sollen die in-situ Praedationsraten beider Arten abgeschaetzt und die verhaltensphysiologischen Grundlagen ihrer Raeubervermeidungsstrategien untersucht werden. Hierzu werden intensive Befischungen im Freiland durchgefuehrt und es sind Experimente in Mesokosmen geplant, in denen die Bedeutung einzelner Faktoren analysiert wird.
Das Projekt "Winterliche Wachstumsbedingungen und Nahrungsökologie des Zooplanktons der eisbedeckten Ostsee" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Kiel, Institut für Polarökologie durchgeführt. Weite Teile der nördlichen Ostsee sind im Winter für mehrere Monate von Meereis bedeckt. Wie in Arktis und Antarktis stellt das solegefüllte Kanalsystem im Eis den Lebensraum für eine diverse Flora und Fauna dar. Bereits im Februar beginnen die Eisalgen zu wachsen und hohe Biomassen im Eis aufzubauen. In den Polargebieten wird diese saisonal früh vorhandene und lokal hoch konzentrierte Nahrungsquelle von herbivoren, pelagischen Zooplanktern genutzt, die somit eine trophische Verbindung zwischen den beiden Lebensräumen Meereis und Pelagial herstellen. Auch in der Ostsee kommen v.a. Copepoden unter dem Meereis vor. Die Art Acartia biflosa reproduziert sogar während der Wintermonate, obwohl Temperatur und Algenbiomasse während der eisbedeckten Zeit in der Wassersäule sehr niedrig sind. Hieraus ergeben sich folgende Fragestellungen: 1. Welche biotischen und abiotischen Wachstumsbedingungen charakterisieren das baltische Untereis-Habitat? 2. Was sind die Energiequellen für die Entwicklung im Winter dominanter Arten? 3. Gibt es in der eisbedeckten Ostsee vergleichbare Prozesse wie in Arktis und Antarktis? Das übergeordnete Ziel des Forschungsvorhabens ist die Erfassung der ökologischen Bedeutung des Meereises für die saisonalen Lebenszyklen und Überwinterungsstrategien des Zooplanktons der nördlichen Ostsee.
| Origin | Count |
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