Dieser Datensatz enthält die biologische Gewässergüte in einer Gesamtdarstellung der untersuchten Fließgewässer. Fließgewässerprogramm Osnabrück, Grundlagenerhebung, Entwicklungsziele, Maßnahmen zur Zielerreichung
Das Beobachtungsprogramm ermittelt Daten zur Wasserbeschaffenheit von etwa 300 Fließgewässermessstellen des Landes Mecklenburg-Vorpommern seit 1974. Seit 1992 erfolgt die regelmäßige Beprobung und Untersuchung der Wasserbeschaffenheit der Fließgewässer auf der Grundlage von Erlassen des Umweltministeriums M-V zu Gewässergüteüberwachung, die regelmäßig fortgeschrieben werden. Derzeit sind etwa 180 Fließgewässermessstellen in das Untersuchungsprogramm einbezogen. Die Auswahl der zu untersuchenden Parameter ergibt sich aus der Klassifizierung der Fließgewässer nach "Sauerstoffhaushalt und organische Belastung" sowie "Nährstoffe". Dazu werden ein Grundmessprogramm Chemie (z.B. Sauerstoffgehalt, BSB5, Phosphor, Stickstoff), ein erweitertes Grundmessprogramm Chemie an ausgewählten Messstellen (z.B. TOC, AOX, Sulfat), ein Grundmessprogramm Biologie (Saprobienindex), ein erweitertes Messprogramm Biologie (z.B. chlorophyll a) angewandt sowie auch Schwermetalle, Arsen, Pestizide, Arzneimittel, Halogenkohlenwasserstoffe, BTX und Komplexbildner in der Wasserphase untersucht. Das Grundmessprogramm Biologie dient der saprobiologischen Gewässeruntersuchung im Rahmen der fünfjährigen (seit 1994) Erstellung der biologischen Gewässergütekarte. Wegen der Nichteignung des bislang daraus ermittelten Saprobienindex für die in M-V typischen langsam fließenden, dür Rückstau beeinflussten Flachlandflüsse wurde als neues Bewertungsverfahren der Standorttypieindex (STI) entwickelt. Dieser bezieht neben der biologischen Gewässerqualität auch den morphologischen Zustand von Sohle, Ufer und Aue bzw. die Auswirkungen anthropogener Einflüsse mit ein. Daneben werden an ausgewählten Messstellen Schwebstoffe (Schwermetall, Arsen, organische Supurenstoffe) sowie Sedimente (Nährstoffe, Schwermetalle, Arsen, Chlorpestizide, PCB, PAK, TBT, Dioxine) untersucht.
Gewässergüte der Fließgewässer und Trophiestufe der Seen für 1975
Gütekarte 1980
Gütekarte 1985
Gütekarte 1995
Die benthischen Diatomeen stellen neben den Makrophyten und dem Phytobenthos ohne Diatomeen (PoD) eine von drei Teilkomponenten der Gesamtkomponente „Makrophyten und Phytobenthos (M&P)“ dar. Die Bewertung des ökologischen Zustandes erfolgt zunächst separat für jede der untersuchten Teilkomponenten und wird anschließend zu einer Gesamtbewertung M&P gemäß PHYLIB verrechnet. Grundlage des PHYLIB-Verfahrens ist die Kenntnis der Gesellschaftszusammensetzung der verschiedenen biozönotischen Gewässertypen im natürlichen Zustand bei fehlender anthropogener Belastung, der sogenannten Referenzgesellschaft. Die Bewertung der ökologischen Qualität erfolgt durch Vergleich der vorhandenen Gesellschaft mit der jeweiligen Referenzgesellschaft bzw. durch den Grad der Abweichung von dieser. Dadurch wird eine gewässertypspezifische Bewertung möglich, die die unterschiedlichen Referenzbedingungen von Fließgewässertypen berücksichtigt. Die Bewertung des ökologischen Zustands durch Diatomeen erfolgt durch die Berechnung von vier Modulen, die die gesellschaftsbestimmenden Faktoren abbilden: Modul „Trophie- und Saprobienindex“ Modul „Artenzusammensetzung und Abundanzen“ Modul „Halobienindex“ Modul „Versauerungszeiger“ (relevant nur in versauerungssensiblen Gewässertypen) Zur Bewertung des ökologischen Zustandes einer Gewässerstelle ist die Kenntnis des zugehörigen Diatomeentyps (D) erforderlich. Auf der Grundlage der ausgewiesenen LAWA-Typen kann dieser anhand von Bestimmungsschlüsseln in der „Verfahrensanleitung für die ökologische Bewertung von Fließgewässern zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie: Makrophyten und Phytobenthos (PHYLIB)“ abgeleitet werden (Tab. 1). Tab. 1: Bestimmungsschlüssel zur Diatomeen-Typfindung auf der Grundlage der LAWA-Fließgewässertypologie am Beispiel der Ökoregion Mittelgebirge. LAWA-Typ 5 exclusive Subtyp 5.2 (Vulkanite) → D 5 LAWA-Typ 5.1 → D 5 LAWA-Typ 11 und Ökoregion Mittelgebirge → D 5 LAWA-Subtyp 5.2 → D 6 LAWA-Typ 9 → D 7 LAWA-Typ 6 → D 8.1 LAWA-Typ 19 und Ökoregion Mittelgebirge → D 8.1 LAWA-Typ 9.1 und Löss-, Keuper- und Kreideregionen excl . Muschelkalk, Jura-, Malm-,Lias-, Dogger-und andere Kalkregionen → D 8.2 LAWA-Typ 7 → D 9.1 LAWA-Typ 9.1 und Muschelkalk-, Jura-, Malm-, Lias-, Dogger- und andere Kalkregionen exclusive Löss-, Keuper- und Kreideregionen → D 9.2 LAWA-Typ 9.2 → D 10.1 LAWA-Typ 10 → D 10.2 Zur Indikation der trophischen Situation wird der Trophie-Index herangezogen. Dieser berechnet sich aus den artspezifischen Trophiewerten und -gewichtungen sowie den prozentualen Häufigkeiten der in der Probe erfassten Taxa. Berechnung des Trophie-Index nach Rott et al. (1999) TI = Trophie-Index TW i = Trophiewert der Art i G i = Indikationsgewicht der Art i H i = Häufigkeit der Art i in Prozent Da die Trophie der verschiedenen Diatomeentypen im sehr guten ökologischen Zustand stark differiert – so sind zum Beispiel silikatische Mittelgebirgsbäche oligotroph, kalkreiche Bäche im Tiefland hingegen meso-eutroph – sind für jeden Diatomeentyp spezifische Bewertungsgrenzen definiert. Die typspezifische Zuordnung der Trophie-Indizes zu den ökologischen Zustandsklassen, ist in Tabelle 2 dargestellt. Tab. 2: Indexgrenzen für die Zuordnung der Ökologischen Zustandsklassen im Bewertungsmodul "Trophie- und Saprobienindex" nach Schaumburg et al. (2011): 1 = sehr guter ökologischer Zustand, 2 = guter ökologischer Zustand, 3 = mäßiger ökologischer Zustand, 4 = unbefriedigender ökologischer Zustand, 5 = schlechter ökologischer Zustand. Ökologische Zustandsklassen 1 2 3 4 5 Trophie-Index nach Rott et al. (1999) Diatomeen-Typen der Alpen und des Alpenvorlandes D 1.1 0,30 - 1,64 1,65 - 2,24 2,25 - 2,84 2,85 - 3,24 > 3,24 D 1.2 0,30 - 1,84 1,85 - 2,94 2,95 - 3,00 3,01 - 3,24 > 3,24 D 2 0,30 - 1,04 1,05 - 1,94 1,95 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 D 3 0,30 - 1,84 1,85 - 2,64 2,65 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 D 4 0,30 - 1,34 1,35 - 2,54 2,55 - 2,84 2,85 - 3,24 > 3,24 Diatomeen-Typen der Mittelgebirge D 5 0,30 - 1,84 1,85 - 2,64 2,65 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 D 6 0,30 - 2,24 2,25 - 2,84 2,85 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 D 7 0,30 - 2,24 2,25 - 2,84 2,85 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 D 8.1 0,30 - 2,64 2,65 - 2,94 2,95 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 D 8.2 0,30 - 2,64 2,65 - 2,94 2,95 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 D 9.1 0,30 - 0,84 0,85 - 1,74 1,75 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 D 9.2 0,30 - 1,54 1,55- 2,04 2,05 - 3,34 3,35 - 3,54 > 3,54 D 10.1 0,30 - 2,24 2,25 - 2,74 2,75 - 3,04 3,05 - 3,34 > 3,34 D 10.2 0,30 - 2,34 2,35 - 2,84 2,85 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 Diatomeen-Typen des Norddeutschen Tieflandes D 11 0,30 - 1,64 1,65 - 2,44 2,45 - 2,94 2,95 - 3,34 > 3,34 D 12 0,30 - 2,24 2,25 - 2,64 2,65 - 3,14 3,15 - 3,34 > 3,34 Saprobienindex nach Rott et al. (1997) D 13 1,00 - 1,64 1,65 - 1,84 1,85 - 2,04 2,05- 3,04 > 3,04 In den großen Flüssen und Strömen des Tieflandes, die im ungestörten Zustand naturgemäß eine höhere Trophie aufweisen, ist der Trophie-Index aufgrund der geringen für die Bewertung zur Verfügung stehenden Spanne nicht mehr ausreichend. Im Diatomeentyp 13 wird daher zur Bewertung der weiter reichende Saprobienindex herangezogen. Berechnung des Saprobienindex nach Rott et al. (1997) SI = Saprobienindex SW i = Saprobiewert der Art i G i = Indikationsgewicht der Art i H i = Häufigkeit der Art i in Prozent Im Referenzzustand weisen die verschiedenen Diatomeentypen jeweils charakteristische Diatomeengesellschaften auf. Für jeden Diatomeentyp sind spezifische Referenzarten auf der Grundlage ihrer geochemischen Präferenz und Sensibilität gegenüber stofflichen Belastungen definiert, die bei sehr guten ökologischen Qualitäten zu erwarten sind. Die Bewertung erfolgt anhand der Summenhäufigkeiten dieser Indikatorarten, die den Grad der Natürlichkeit bzw. der Abweichung von dieser beschreiben. In den Fließgewässern der Mittelgebirge und des Norddeutschen Tieflandes wird bei Massenvorkommen bestimmter Arten die Referenzartensumme abgestuft (Tab. 3). Tab. 3: Zustandsklassen im Modul „Artenzusammensetzung und Abundanzen“. Summenhäufigkeit der Referenzarten in % Ökologischer Zustand 76 - 100 sehr gut 51 - 75 gut 25 - 50 mäßig 1 - 25 unbefriedigend 0 schlecht In versauerungssensiblen silikatisch geprägten Bächen und kleinen Flüssen geht zusätzlich die anthropogene Versauerung in die Bewertung ein. Dazu wird von der PHYLIB-Software in jeder Probe aus versauerungsgefährdeten Gewässertypen die prozentuale Summenhäufigkeit charakteristischer Versauerungsindikatoren berechnet. Überschreitet diese einen Wert von 10 % erfolgt eine Abstufung der anhand des DIFG ermittelten ökologischen Qualität (Tab. 4). Wurden neben den Diatomeen auch andere der Teilkomponenten (Makrophyten und/oder PoD) untersucht und bewertet, erfolgt diese Abstufung erst nach Verschneidung aller Teilbewertungen. Tab. 4: Abstufung des ökologischen Zustandes aufgrund von anthropogener Versauerung. Häufigkeit der Versauerungszeiger Abstufung um 10 - 25% 1 Qualitätsklasse 26 - 50% 2 Qualitätsklassen 51 - 99% 3 Qualitätsklassen 100% 4 Qualitätsklassen Zum Nachweis von Versalzungserscheinungen wird von der PHYLIB-Software in allen Proben der Halobienindex berechnet. Dabei werden die prozentualen Häufigkeiten der Arten zunächst in Abundanzwerte umgewandelt und dann der Halobienindex anhand des Verhältnisses von salzliebenden (halophile, mesohalobe und polyhalobe) zu salzmeidenden (haloxene) Arten berechnet (Tab. 5). Tab. 5: Umwandlung der prozentualen Häufigkeiten in Abundanzwerte. Prozentuale Häufigkeit Abundanz < 1,0 % 2 > 1,0 % und < 2,5 % 3 > 2,5 % und < 10,0 % 5 > 10,0 % und < 25,0 % 7 > 25,0 % 9 Berechnung des Halobienindex (H) nach Ziemann et al. (1999) Σ h H = Abundanzsumme der halophilen, mesohaloben u. polyhaloben Taxa Σ h x = Abundanzsumme der haloxenen Taxa Σ h = Abundanzsumme aller in der Probe vorhandenden Taxa Werte um 0 kennzeichnen typische Süßgewässer, negative Indizes salzarme – zumeist elektrolytarme und/oder saure – Gewässer. Werte zwischen +10 und +30 weisen auf einen erhöhten Salzgehalt hin. Bei +30 beginnt der Bereich mäßiger Versalzung, bei +50 die Zone starker Versalzung. Überschreitet der berechnete Halobienindex einen Wert von 15 wird der berechnete ökologische Zustand um eine Qualitätsklasse abgestuft. Bei Vorliegen von Teilbewertungen der Makrophyten und des PoD, wird diese Abstufung erst nach Verschneidung aller drei Teilkomponenten vorgenommen. Im Rahmen der abschließenden gutachterlichen Expertise ist darauf zu achten, dass das Modul „Halobienindex“ in natürlich salzhaltigen Gewässern (z.B. tide-beeinflusste Fließabschnitte oder natürliche Salzquellen im Einzugsgebiet) als Bestandteil der Bewertung nicht berücksichtigt wird. Die Gesamtbewertung der Teilkomponente Diatomeen erfolgt durch Verschneiden der Module „Artenzusammensetzung und Abundanz“ und „Trophie-Index und Saprobienindex“ zum Diatomeenindex Fließgewässer (DI FG ). Zu diesem Zweck müssen die errechneten Werte der beiden Module zunächst auf eine Wertespanne zwischen 0 und 1 skaliert werden. Umrechnung Modul „Artenzusammensetzung und Abundanz“ M ASR = Modul „Abundanzsumme Referenzarten“ A i = Abundanz der Referenzart n = Gesamtzahl der Referenzarten Umrechnung Modul „Trophie-Index“ (Diatomeentypen 1 bis 12) M Ti = Modul „Trophie-Index“ TI = berechneter Trophie-Index Umrechnung des Saprobienindex (Diatomeentyp 13) M Si = Modul „Saprobienindex“ SI = berechneter Saprobienindex Zur Berechnung des DI FG wird die Summe der beiden Bewertungsmodule arithmetisch gemittelt. Berechnung des DI FG für die Diatomeentypen 1 bis 12 M ASR = Modul „Abundanzsumme Referenzarten“ TI = berechneter Trophie-Index Berechnung des DI FG für den Diatomeentyp 13 M ASR = Modul „Abundanzsumme Referenzarten“ SI = berechneter Saprobienindex Der DIFG kann anhand von Tabellen typspezifisch den ökologischen Zustandsklassen zugeordnet werden (Tab. 6). Tab. 6: Zuordnung des Diatomeenindex zu den ökologischen Zustandsklassen am Beispiel der silikatisch geprägten Bäche und kleinen Flüssen der Mittelgebirge (Diatomeentypen 5, 6 und 7). Ökologischer Zustand D 5 FG des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG < 100 km 2 D 6 FG der Vulkangebiete mit EZG < 100 km 2 D 7 FG des Buntsandsteins und Grundgebirges mit EZG > 100 km 2 und < 1000 km 2 sehr gut 1,00 – 0,67 1,00 – 0,61 1,00 – 0,61 gut 0,66 – 0,43 0,60 – 0,40 0,60 – 0,40 mäßig 0,42 – 0,24 0,39 – 0,24 0,39 – 0,24 unbefriedigend 0,23 – 0,08 0,23 – 0,08 0,23 – 0,08 schlecht 0,07 – 0,00 0,07 – 0,00 0,07 – 0,00 Um Störgrößen auszuschließen, die die Bewertung nachteilig beeinflussen, sind verschiedene Sicherungskriterien implementiert, die von der PHYLIB-Software berechnet werden. Ist eines der Kriterien erfüllt, gilt die Bewertung der Teilkomponente Diatomeen als ungesichert und wird bei der Gesamtbewertung der Komponente, bestehend aus Diatomeen, Makrophyten und PoD, nicht berücksichtigt. Um eine hohe Sicherheit der Bewertung zu gewährleisten, darf der Summenanteil nicht bestimmter Formen (non det.), nur auf unzureichendem Gattungsniveau bestimmter (sp., spp.) und unsicher bestimmter Taxa (cf., aff.) maximal 5% betragen. Wird dieser Wert überschritten, gilt die Bewertung als ungesichert. Durch Berechnung der prozentualen Summenhäufigkeit aller im Präparat erfassten Taxa, wird jede Probe auf Vollständigkeit und Eingabefehler der Artenliste überprüft. Ist die Prozentsumme < 98% oder > 102 %, wird die Probe von der Bewertung ausgeschlossen. Im PHYLIB-Verfahren werden ausschließlich benthisch oder überwiegend benthisch lebende Diatomeen erfasst. Um Verfälschungen durch bei der Zählung erfasste planktische Taxa zu vermeiden, wird die Artenliste jeder Probe von der PHYLIB-Software auf Vorkommen von Planktern hin überprüft. Überschreiten diese einen Anteil von 5 %, wird die Bewertung als ungesichert ausgegeben. Ein weiteres Ausschlusskriterium stellt eine hohe Zahl aerophiler Diatomeen in der Probe dar, die sich durch Fehler bei der Probenahme, z. B. in der Wellenschlagzone großer Flüsse und Ströme oder bei steigenden Abflüssen durch Beprobung erst kürzlich überfluteter Bereiche ergeben kann. Übersteigt der Anteil aerophiler Taxa den Wert von 5 %, muss von einem starken aerischen Einfluss ausgegangen werden, der die Bewertung beeinflusst oder sogar überlagert. Die Bewertung gilt in diesem Fall als nicht gesichert. Die Bewertung der ökologischen Qualität durch das PHYLIB-Tool ist abschließend gutachterlich auf ihre Plausibilität hin zu überprüfen. Dabei sind die im Rahmen der Probenahme protokollierten Daten, weitere Gegebenheiten des Gewässerumfeldes sowie natürliche Einflussgrößen zu berücksichtigen.
Bei dem Makrozoobenthos-Bewertungssystem Perlodes handelt es sich um ein modular aufgebautes multimetrisches, gewässertypspezifisches Bewertungsverfahren. In den drei Modulen „Saprobie“, „Allgemeine Degradation“ und „Versauerung“ werden Metrics berechnet, die Artenzusammensetzung und Abundanz (Z/A), Vielfalt und Diversität (V/D) sowie Toleranz (T) und funktionale Gruppen (F) der Makrozoobenthos-Lebensgemeinschaft beschreiben. Je nach Gewässertyp geht eine unterschiedliche Anzahl und Kombination von Metrics in die Makrozoobenthos-Bewertung ein. Die Bewertung der Auswirkungen organischer Verschmutzung auf das Makrozoobenthos erfolgt mit Hilfe des gewässertypspezifischen und leitbildbezogenen Saprobienindexes nach DIN 38 410 (Friedrich & Herbst 2004). Die Ergebnisse des Saprobienindexes werden unter Berücksichtigung typspezifischer Klassengrenzen in eine Qualitätsklasse überführt. Das Ergebnis wird dann als gesichert angesehen, wenn die Abundanzsumme mindestens einen Wert von 20 erreicht (Wert gilt unabhängig von der Ökoregion). Die Grundzustände und Klassengrenzen des typspezifischen Saprobienindex (Modul „Saprobie“) sind in dieser Tabelle (Stand März 2020) zusammengestellt. Dieses Modul spiegelt die Auswirkungen verschiedener Stressoren (Degradation der Gewässermorphologie, Nutzung im Einzugsgebiet, Pestizide, hormonäquivalente Stoffe) wider, wobei in den meisten Fällen die Beeinträchtigung der Gewässermorphologie den wichtigsten Stressor darstellt. Das Modul ist als Multimetrischer Index aus Einzelindices, so genannten „Core Metrics“, aufgebaut. Die Ergebnisse der typ(gruppen)spezifischen Einzelindices werden zu einem Multimetrischen Index verrechnet und dieser wird abschließend in eine Qualitätsklasse von „sehr gut“ bis „schlecht“ überführt. Core Metrics sind zum Beispiel Anzahl Trichoptera, Häufigkeit von Ephemeroptera, Plecoptera und Trichoptera oder Anteil von Litoralbesiedlern.Die Bewertung der „Allgemeinen Degradation“ ergibt sich wie folgt: Berechnung der Core Metric-Ergebnisse, Umwandlung der einzelnen Ergebnisse in einen Wert zwischen 0 und 1 unter Zuhilfenahme folgender Formel: Die oberen und unteren Ankerpunkte eines Metrics entsprechen den Werten 1 (Referenzzustand) und 0 (schlechtester theoretisch auftretender Zustand); Metric-Ergebnisse, die über dem oberen oder unter dem unteren Ankerpunkt liegen werden gleich 1 bzw. 0 gesetzt. Die Ankerpunkte wurden für jeden Metric und jeden Gewässertyp gesondert ermittelt und stehen neben der Auswahl der Core Metrics für die typspezifische Komponente des Verfahrens. Der Multimetrische Index wird durch gewichtete Mittelwertbildung aus den Werten der [0;1]-Intervalle der Einzelmetrics berechnet. Das Ergebnis des Multimetrischen Index (Ecological Quality Ratio (EQR)) wird für jeden Gewässertyp auf dieselbe Art in die Qualitätsklasse überführt (Tab. 1): Tab. 1: Zuordnung der EQR-Werte im Site-Modul zu fünfstufigen ökologischen Zustandsklassen nach WRRL. Ökologischer Zustand > 0,80 - 1,00 sehr gut > 0,60 - 0,80 gut > 0,40 - 0,60 mäßig > 0,20 - 0,40 unbefriedigend 0 - 0,20 schlecht Die Kriterien für die Einstufung des Ergebnisses des Multimetrischen Index als „gesichert“ bzw. „nicht gesichert“ sind abhängig vom Naturraum und von der sich ergebenden Qualitätsklasse (Qk). In den Naturräumen Alpen/ Alpenvorland/ Mittelgebirge (Typen 1-9) muss die Abundanzsumme des Fauna-Index mindestens 20 (Qk „sehr gut“, „gut“, „mäßig“) bzw. 15 (Qk „unbefriedigend“, „schlecht“) betragen, um ein gesichertes Ergebnis zu erhalten. Im Tiefland liegen die Werte bei 15 (Qk „mäßig“ und besser) bzw. 10 (Qk „unbefriedigend“ und schlechter). Ausnahmen stellen die Gewässertypen 10 und 20 dar. Bei den Strömen wird das Ergebnis des Metrics „Potamon-Typie-Index“ direkt in eine Qualitätsklasse überführt. Die ergänzenden Indices werden nicht verrechnet, sondern zur vertieften Analyse der Ergebnisse herangezogen (siehe unten). Die Core Metrics und Ankerpunkte, die zur Bewertung der einzelnen Fließgewässertypen herangezogen werden, sind in dieser Tabelle (Stand März 2020) zusammengestellt. Bei den Gewässertypen, die versauerungsgefährdet sind (Typen 5 und 5.1), wird mit Hilfe dieses Moduls die typspezifische Bewertung des Säurezustandes vorgenommen. Die Berechnung basiert auf den Säureklassen nach Braukmann & Biss (2004) und mündet in der fünfstufigen Einteilung des Säurezustandes. Dabei gehen die unterschiedlichen Referenzzustände der Typen 5 und 5.1 in folgender Weise in die Bewertung ein: sofern die Gewässer nicht natürlicherweise sauer sind, wie die Gewässer des Typs 5, entspricht der Säurezustand 1 der Qualitätsklasse „sehr gut“, der Säurezustand 2 der Klasse „gut“, der Säurezustand 3 der Klasse „mäßig“, der Säurezustand 4 der Klasse „unbefriedigend“ und der Säurezustand 5 der Klasse „schlecht“. Für Gewässer des Typs 5.1 wird dagegen der Säurezustand 2 als Referenzzustand angenommen. Dementsprechend wird die Qualitätsklasse, welche den Grad der Versauerung beschreibt, um eine Stufe besser angesetzt als der ermittelte Säurezustand (Säurezustand 1 und 2 entsprechen der Qualitätsklasse „sehr gut“, Säurezustand 3 entspricht der Klasse „gut“ usw.). Das Ergebnis wird dann als gesichert angesehen, wenn die saprobielle Güteklasse „sehr gut“ oder „gut“ und gesichert ist. Sind Gewässer saprobiell belastet, ist das Modul „Versauerung“ nicht anwendbar. Zum Zwecke der Information erfolgt die Angabe der Säureklassen auch für die Gewässertypen 11 bis 19, wird jedoch bei der Bewertung nicht berücksichtigt. Mit Perlodes kann die ökologische Zustandsklasse für 31 bewertungsrelevante Makrozoobenthos-Typen und -Subtypen ermittelt werden. Die Bewertungsverfahren für die einzelnen Typen beruhen auf dem gleichen Prinzip, können sich jedoch durch die jeweils verwendeten Kenngrößen und die der Bewertung zu Grunde liegenden Referenzzustände unterscheiden. Perlodes integriert durch seinen modularen Aufbau den Einfluss verschiedener Stressoren in die Bewertung der ökologischen Qualität eines Fließgewässerabschnitts. Abb. 1: Schematischer Ablauf der stressorenbezogenen Bewertung von Fließgewässern mittels Makrozoobenthos. Der modulartige Aufbau des Bewertungssystems ermöglicht die Ausgabe von Ergebnissen auf verschiedenen Ebenen (Abb. 1). Ebene 1 : ökologische Zustandsklasse, fünfklassig Ebene 2 : Ursachen der Degradation (organische Verschmutzung, Versauerung, Allgemeine Degradation) Ebene 3 : Ergebnisse der einzelnen (bewertungsrelevanten) Core Metrics Ebene 4 : Ergebnisse einer Reihe weiterer Metrics zur Interpretation Die abschließende ökologische Zustandsklasse ergibt sich aus den Qualitätsklassen der Einzelmodule: im Fall einer „sehr guten“ oder „guten“ Qualitätsklasse des Moduls „Saprobie“ bestimmt das Modul mit der schlechtesten Einstufung das Bewertungsergebnis (Prinzip des „worst case“), da in diesen Fällen die Module „Saprobie“ und „Allgemeine Degradation“ unabhängige Bewertungsergebnisse liefern. Im Fall einer „mäßigen“, „unbefriedigenden“ oder „schlechten“ saprobiellen Qualitätsklasse kann die Saprobie das Ergebnis des Moduls „Allgemeine Degradation“ stark beeinflussen und zu unplausiblen Ergebnissen führen. Das Modul „Allgemeine Degradation“ kann daher in begründeten Fällen einer Korrektur auf Grundlage von Zusatzkriterien unterzogen werden. Das Modul „Versauerung“ ist in diesem Fall nicht anwendbar: Die Säureklasse wird berechnet und das Modulergebnis wird angezeigt, geht aber nicht in die Berechnung der Ökologischen Zustandsklasse ein. Die Gesamtbewertung wird daran anschließend durch das Modul mit der schlechtesten Qualitätsklasse bestimmt. Bei der Bewertung kann im Einzelfall vom rechnerischen Ergebnis abgewichen werden, wenn dies nach Expertenurteil aufgrund der Verhältnisse an der Probestelle oder aufgrund von weiteren für die Messstelle vorliegenden Daten geboten ist. Dafür können z. B. die Zusatzinformationen herangezogen werden, die ergänzend zu den Core Metrics berechnet werden, wie z. B. Anteil der Neozoen, Anzahl der Taxa natürlicherweise trockenfallender Gewässer oder Anzahl Taxa, die auf eine Grundwassereinfluss schließen lassen. Die Gründe sind zu dokumentieren. Zur Bewertung der Ströme wird nicht die Referenzbiozönose zur Beurteilung des ökologischen Zustandes herangezogen, sondern die in den großen Fließgewässern vorkommenden Arten. Dieses indikative Verfahren erlaubt es, Flüsse und Ströme ökologisch zu charakterisieren, ohne dass ihre ursprüngliche Besiedlung im Detail bekannt ist. Der Ansatz des PTI folgt der Ansatz dem Prinzip der offenen Taxaliste, d.h. der Referenzzustand für die Klasse II „guter ökologischer Zustand“ ist allgemein eine durch potamontypische Fließwasserarten geprägte Biozönose ( Schöll et al. 2005 ). Dabei werden die im Potamal Mitteleuropas vorkommenden Arten nach ihrer Bindung zum Potamal in fünf ECO-Klassen eingestuft. Die zugewiesenen ECO-Werte reichen von 1 = schwache Bindung (euryöke Arten) bis 5 = starke Bindung zum Potamal (stenöke Arten) (Tab. 7). Grundlage für die Einstufung der Arten bilden die Standardwerke von Moog (1995) und vom Bayerischen Landesamt für Wasserwirtschaft (1996). Diese Einstufungen wurden und werden im Lichte der umfangreichen Monitoringergebnisse der Bundesländer regelmäßig überprüft und wenn nötig angepasst (zuletzt 2019). Tab. 7: Auszug aus der Liste eingestufter Taxa (ECO-Werte) zur Berechnung des PTI. Eingestufte Taxa ID_ART Taxon ECO-Werte (2018) 11177 Corbicula "fluminalis" 2 18667 Potamophilus acuminatus 5 5043 Ecdyonurus forcipula 3 6860 Siphlonurus alternatus 4 4205 Acroloxus lacustris 2 5358 Gyraulus parvus 1 7433 Gomphus flavipes 5 6368 Perla abdominalis 4 5634 Hypania invalida 1 Neozoen werden als Bestandteil der Biozönose ebenfalls nachvollziehbar eingestuft. Die Interaktionen zwischen Neobiota und der ursprünglichen Biozönose werden dadurch zuverlässig erfasst und bewertet ( Schöll 2013 ). Neobiota haben bei bestimmten Gewässertypen und bestimmten biologischen Qualitätskomponenten einen großen Einfluss auf die ökologische Bewertung nach WRRL. Neobiota können zu einer Verschlechterung des ökologischen Zustandes führen, ohne dass dies auf „klassische“ anthropogene Eingriffe z. B. in die Gewässergüte oder Gewässerstruktur zurückzuführen ist. Ergänzend wird beim MZB Verfahren zur Bewertung von Fließgewässern daher der quantitative Neozoenanteil an der Gesamtbiozönose berechnet. Dieser in Prozenten ausgedrückte Wert geht nicht direkt in die Bewertung ein, erlaubt aber die Einstufung des Gewässers als „neozoendominiert“. Das Bewertungsverfahren Makrozoobenthos für tideoffene Marschengewässer ist als multimetrisches Verfahren konzipiert, das die nach WRRL erforderlichen Aspekte „Artenvielfalt/Gemeinschaftsstruktur“, „Abundanz’“ und „Sensitivität und Toleranz“ (gegenüber Habitatveränderungen) umfasst und nach einer 5-stufigen Skala von „sehr gut“ bis „schlecht“ bewertet. Die Messgröße „Artenvielfalt/Gemeinschaftsstruktur“ wird über die Anzahl von Großtaxagruppen, Familien sowie Arten abgebildet. Dabei ist nicht ausschließlich die Anzahl vorhandener Arten, sondern auch deren „Verteilung“ auf höheren taxonomischen Ebenen relevant. Diese Bewertung der „taxonomischen Vielfältigkeit“ erfolgt über die Verschneidung von zwei Submetrics (1. „Anzahl Großtaxagruppen“ und 2. „Anzahl Familien & Arten“). Das 2. Submetric fokussiert dabei ausschließlich auf ‚wichtige’ Indikatoren (hier: Mollusca, Coleoptera, Ephemeroptera, Odonata, Plecoptera, Trichoptera). Für beide Submetrics wird die Ähnlichkeit des Beobachtungswertes vs. Erwartungswert berechnet. Der Erwartungswert ergibt sich aus der Referenzgemeinschaft. Je geringer die Ähnlichkeit im Vergleich zur Referenz, desto geringer die ökologische Qualität im Bereich einer Messstelle. Die Ähnlichkeit (Bray-Curtis ) wird in Werten zwischen 0 (keine Ähnlichkeit) und 1 (identisch) dargestellt. Der zentrale Aspekt für die Bewertung des Parameters „Sensitivität/Toleranz“ besteht in einer Zuordnung artspezifischer Indikatorwerte (Eco-Werte), die die Sensitivität bzw. die Toleranz einer Art gegenüber den in Marschengewässern relevanten Stressoren (z. B. anthropogen erhöhter Tidehub, Unterhaltungsmaßnahmen, Habitatstruktur) reflektieren. Die Eco-Einstufungen umfassen Werte zwischen 1 („sehr tolerant“) und 5 („sehr sensitiv“). Die Eco-Werte werden gewichtet: Gi=2 (5-Wi) , wobei Wi = (6 – Eco-Wert A i ) Ein solches Vorgehen erhöht die Bedeutung der sensitiven Spezies im Rahmen der Bewertung. Die Berücksichtigung der „Abundanz“ erfolgt indirekt über eine abundanzbasierte Gewichtung der Eco-Werte. Dabei leitet sich die artspezifische Referenzabundanz (log-transformiert) aus rezenten Daten ab („best of“-Prinzip). Aus der Abweichung vom Abundanzreferenzwert ergibt sich der Gewichtungsfaktor für den Eco-Wert. Entspricht die Abundanz der Art i z.B. >80 - 100% des Referenzwertes, erfolgt keine Modifizierung des jeweiligen Eco-Wertes. Liegt ein Beobachtungswert z. B. im Bereich von 0 - 20% der Referenz, wird eine Gewichtung des artspezifischen Eco-Wertes durch den Faktor 0,2 durchgeführt. Über eine artengruppenspezifische Summierung der gewichteten Eco-Werte wird der Parameter „Abundanz/Sensitivität“ über einen Ähnlichkeitsvergleich (Bray-Curtis) mit der Referenzgemeinschaft bewertet. Analog zur Messgröße „Taxonomische Vielfalt“ liegt für die Bewertung auch hier der Fokus auf den o. g. wichtigen Taxagruppen. Die abschließende Gesamtbewertung des ökologischen Zustands einer Messstelle erfolgt anhand des EQR (Ecological Quality Ratio). Der Gesamt-EQR-Wert ergibt sich durch Mittelwertbildung der Teilergebnisse „Taxonomische Vielfalt“ und „Abundanz/Sensitivität“. Mittels des Ästuartypieverfahrens für süßwassergeprägte ästuarine Gewässertypen wird das Ausmaß der „Allgemeinen Degradation“ eines ästuarinen Lebensraumes bewertet. Das Verfahren erfüllt mit der Berücksichtigung der Parameter Artenzahl, strukturelle Zusammensetzung und Vielfalt der Benthosgemeinschaft, Individuenzahl (relative Abundanz) sowie Anteil sensitiver Arten die Anforderungen der WRRL. Zentrales Bewertungsinstrument des AeTV+ ist das AeTI-Modul (Ästuar-Typie-Index), welches auf der Artenzusammensetzung bzw. auf der Präsenz ästuartypischer Arten basiert. Allen relevanten Taxa sind unter Berücksichtigung ihrer Habitatbindung auf Grundlage von Fachliteratur und Experteneinschätzungen Eco-Werte zugeordnet, die zwischen 1,0 und 5,0 liegen. Der höchste Eco-Wert 5,0 signalisiert eine sehr enge Bindung an den Lebensraum „Ästuar“, d. h. eine entsprechende Art kann als besonders sensitiv gegenüber Systemveränderungen angesehen werden. Charakterarten mit sehr starker Bindung (stenök) bekommen zudem durch eine Index-interne Gewichtung [ Gi = 2 (5-Wi) , wobei Wi = (6 – eco-Wert A i ) ] im Vergleich zu euryöken Arten und Gewässerubiquisten eine höhere Bedeutung im Rahmen der Bewertung. Die artspezifischen Eco-Werte einer Probe werden über einen Algorithmus zum AeTI-Ergebnis verrechnet und einer von fünf Qualitätsklassen (schlecht bis sehr gut) zugeordnet. Neben dem AeTI-Modul umfasst das AeTV+ noch die Co-Parameter Alpha-Diversität (ADF) und mittlere Taxazahl (MAZ), die numerisch und obligatorisch (und im Vergleich zum ursprünglichen AeTV z. T. modifiziert) in die Bewertung eingehen. Dabei ergibt sich die mittlere Taxazahl/Station aus der Taxasumme aller Teilproben/Station (n = 2 vV-Greiferinhalte und n = 4 STR-Inhalte) und bezieht dabei alle eco-indizierten Arten/Taxa sowie zusätzlich auch nicht eco-indizierte Arten ein. Das ebenfalls vorhandene Submodul „Anzahl der Großtaxagruppen“ (NGT) (= MAZ NGT ) berücksichtigt bei der Bewertung die Annahme, dass in den Ästuaren eine größere taxonomische Vielfalt (Verteilung der Arten auf verschiedene Großtaxagruppen) auch eine höhere Qualität des Lebensraumes widerspiegelt. Die Proben an einer Station werden jeweils einzeln berechnet bzw. bewertet. Für die Gesamtbewertung eines Wasserkörpers mit als mehr einem Querprofil kann das arithmetische oder gewichtete Mittel zugrunde gelegt werden.
Wenn es im Wasser grünt und blüht, ist das nur in Maßen gut. Wo sich viele Nährstoffe sammeln und in der Folge viele Algen wuchern, wird der Sauerstoff knapp. Das schadet beispielsweise den Fischen, die dann schwerer oder gar nicht mehr atmen können. Berlins Flüsse, Kanäle und Seen fließen eher träge. Im Großen Müggelsee verweilt das Wasser im Schnitt etwa 59, im Tegeler See sogar 183 Tage. Unter solchen Bedingungen wachsen Wasserpflanzen – ungewollt – besonders gut. Feste Stationen und Messpunkte in der Stadt ermitteln in regelmäßigen Abständen, wieviel Chlorophyll, Phosphor oder Algen im Wasser sind. Auch die Sichttiefe wird bestimmt. Auf der Skala der Güteklassen von I bis IV lagen die untersuchten Berliner Gewässer bis 2001 im Mittelfeld der Güteklassen II-III und III. Lediglich der Tegeler See kam auf Klasse II, die es zu erreichen gilt. Seit den 1980er-Jahren steht an seinem Zufluss im Nordosten eine Aufbereitungsauflage für Oberflächenwasser, die Phosphate aus dem Wasser filtert. Am Tegeler See zeigt sich, wie konkrete Maßnahmen die biologische Gewässergüte verbessern können. Lesen Sie hier wie die Güteklassen ermittelt werden und welche Werte dafür ausschlaggebend sind. Die Inhalte dieses Jahrgangs sind historisch und nicht mehr aktuell. Einleitung Datengrundlage Methode Kartenbeschreibung Literatur Karten Download
2003 Wenn es im Wasser grünt und blüht, ist das nur in Maßen gut. Wo sich viele Nährstoffe sammeln und in der Folge viele Algen wuchern, wird der Sauerstoff knapp. Das schadet beispielsweise den Fischen, die dann schwerer oder gar nicht mehr atmen können. Berlins Flüsse, Kanäle und Seen fließen eher träge. Im Großen Müggelsee verweilt das Wasser im Schnitt etwa 59, im Tegeler See sogar 183 Tage. Unter solchen Bedingungen wachsen Wasserpflanzen – ungewollt – besonders gut. Feste Stationen und Messpunkte in der Stadt ermitteln in regelmäßigen Abständen, wieviel Chlorophyll, Phosphor oder Algen im Wasser sind. Auch die Sichttiefe wird bestimmt. Auf der Skala der Güteklassen von I bis IV lagen die untersuchten Berliner Gewässer bis 2001 im Mittelfeld der Güteklassen II-III und III. Lediglich der Tegeler See kam auf Klasse II, die es zu erreichen gilt. Seit den 1980er-Jahren steht an seinem Zufluss im Nordosten eine Aufbereitungsauflage für Oberflächenwasser, die Phosphate aus dem Wasser filtert. Am Tegeler See zeigt sich, wie konkrete Maßnahmen die biologische Gewässergüte verbessern können. Lesen Sie hier wie die Güteklassen ermittelt werden und welche Werte dafür ausschlaggebend sind. Gewässergüte (Chemie) Monitoring Oberflächenwassergüte Wasserportal
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