Taxonomische Bestimmung

Die taxonomischen Bestimmungen erfolgten mit Hilfe von Mikroskop und Binokular (Leitz, Wetzlar) mit der in Tab.2.3 aufgeführten Bestimmungslitera-tur. Bei allen nachgewiesenen Arten wurde durch Vergleich mit der „Limnofauna Europaea“ (Illies 1978) geprüft, ob sie im Gebiet bereits historisch

nachgewiesen wurden. Der überwiegende Teil der Trichopteren wurde von Prof. Dr. W. Tobias (Senckenberg-Museum Frankfurt – Sektion Lim-nische Ökologie und Entomologie IV) und Teile der Chironomiden von Herrn Dr. Otto (Fahrenkrug) nachbestimmt.

Tab. 2.3. Verwendete Bestimmungsliteratur.

Systematische Gruppe Literatur

Mollusca Glöer & Meier-Brook (1994) Hirudinea Schmedtje & Kohmann (1988) Crustacea Gledhill et al. (1976),

Schmedtje & Kohmann (1988) Ephemeroptera Studemann et al. (1992) Plecoptera Aubert (1959), Schmedtje &

Kohmann (1988)

Coleoptera Klausnitzer (1996), Schmedtje

& Kohmann (1988)

Trichoptera Pitsch (1993), Sedlak (1985), Waringer & Graf (1997) Diptera Hofmann (1971), Moller-Pillot

(1984), Schmedtje & Kohmann (1988), Schmid (1993), Wie-derholm (1983)

Saprobienindex

Der Saprobienindex diente in dieser Studie zur Er-mittlung der Belastung von Fließgewässerbiozönosen durch biologisch abbaubare, organische Substanz und wurde nach DIN 38 410 – M 2 (DEV 1991) und zusätzlich nach der erweiterten Taxaliste (LfU-Baden-Württemberg 1992) bestimmt. Zur Absiche-rung des Ergebnisses wurde das Streuungsmaß be-rechnet, das die Streuung der Saprobiewerte anzeigt, die für die Berechnung des Saprobienindex heran-gezogen wurden. Nur bei einem Streuungsmaß ≤ 0,2 und einer Summe der Abundanzziffern ≥ 15, kann die Belastung mit biologisch abbaubarer Substanz mittels des Saprobienindex eindeutig bestimmt werden. Der Saprobienindex wurde wie folgt berechnet und nach Tab. 2.4 klassifiziert:

¦

S = Saprobienindex, i = laufende Nummer des Taxon, si = Saprobiewert des i-ten Taxon, Ai = Abundanzzif-fer des i-ten Taxon, Gi = Indikationsgewicht des i-ten Taxon, n= Anzahl der Taxa

Kopplungsanalyse nach Buck

Die Kopplungsanalyse wurde zur Vereinfachung der saprobiellen Bewertung von Fließgewässern entwic-kelt: Das begrenzte Einbeziehen verbreiteter und mit hoher Siedlungsdichte auftretender Taxa bringt einen relativ geringen Bestimmungsaufwand mit sich.

Das gekoppelte Auftreten der aspektbildenden Taxa gilt als Indikator für Gewässergüte bzw. organische Belastung. Anders als beim Saprobienindex, bei dem eine Berechnung des Mittelwertes der erfassten Sa-probien durchgeführt wird, wird bei der Kopplungs-analyse nach einem aus der Mengenlehre abgeleiteten mathematischen Ansatz eine Schnittmenge ermittelt.

Nach diesem Prinzip ergeben sich aus 2 bis 5 Taxa-kombinationen 3000 Kopplungen mit einer bestimm-ten saprobiellen Valenz. Die Kopplung mit der höchs-ten Reproduzierbarkeit (geringste Streuungsbreite) bestimmt den Indexwert. Teil der Auswertung ist die Ermittlung der Sauerstoffversorgung auf biologischer Basis und eine Aussage über das mögliche Vorliegen einer Toxizität.

Die Abundanzstufen wurden gemäß Tab. 2.5 festge-legt. Als Kopplungsglieder wurden ausschließlich Ta-xa berücksichtigt, die mit Abundanzstufe 5 oder 7 ge-funden wurden. Aus den gege-fundenen Kopplungsglie-dern wurden alle theoretisch möglichen (zwei- bis fünfgliedrigen) Kopplungen gebildet und die von Alf

& Buck (1992) und Buck (1986) aufgestellten Listen nach verwertbaren Kopplungen durchsucht. In der Tab. 2.4. Kriterien zur Beurteilung des saprobiellen Gewässerzustandes von Fließgewässern (Biologische Gewäs-sergüteklassifizierung) nach der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA 1998).

Saprobiebereich Saprobiewert und

Saprobienindex

Belastung mit leicht abbaubaren organischen Substanzen

Güteklasse oligosaprob 1,0 bis < 1,5 nicht bis sehr gering belastet I

oligosaprob bis β-mesosaprob 1,5 bis < 1,8 gering belastet I-II

β-mesosaprob 1,8 bis < 2,3 mäßig belastet II

β-mesosaprob bis α-mesosaprob 2,3 bis < 2,7 kritisch belastet II-III

α-mesosaprob 2,7 bis < 3,2 stark verschmutzt III

α-mesosaprob bis polysaprob 3,2 bis < 3,5 sehr stark verschmutzt III-IV

polysaprob 3,5 bis 4,0 übermäßig verunreinigt IV

Liste der Kopplungsgruppen wurde die zu jeder Kopplungsgruppe passende Güteklasse, Saprobien-index, Standardabweichung, die Anzahl der gefund-enen Fälle (Kopplungen) und die Reproduzierbarkeit (als feste Kenngröße für den Grad der Verlässlich-keit) angegeben. Gab es Kopplungsgruppen mit glei-cher Reproduzierbarkeit, wurde die Kopplung mit

dem höchsten einzustufenden Indexwert (Saprobien-index) gewählt. Im Anschluss wurden nach dem er-mittelten Indexwert die LAWA-Gewässergüteklassen abgeleitet (Tab. 2.6, Buck 1986). Die LfU (1992) führt an, dass die Kopplungsanalyse nur in kalkhalti-gen (elektrolytreichen) Gebieten aussagekräftig und somit nicht auf alle Fließgewässertypen Mitteleuro-pas anwendbar ist. Im Rahmen dieser Studie konnte sie daher nur an den Standorten Elsenz 1 und 2, Hils-bach und EberHils-bach 1 und 2 durchgeführt werden.

Sauerstoffmindestversorgung

Mit Hilfe des Vorkommens und der Abundanz be-stimmter Wirbellosenarten bzw. –taxa kann der höch-stens kurzfristig unterschrittene Minimumgehalt an gelöstem Sauerstoff bestimmt werden. Für diesen In-dex werden gegenüber Sauerstoffmangel mehr oder weniger empfindliche Zeigerorganismen eingesetzt, deren Generationsdauer von mindestens einem Jahr zur Indikation der langfristigen Sauerstoffminima eines Gewässers ausreicht (Böhmer et al. 1998, 1999, 2000, Buck 1986). Die Mindestsauerstoffversor-gungsstufen wurden nach LfU (1992) klassifiziert (Tab. 2.7).

Karlsruher Methode

Die Karlsruher Methode nach Schmitz stellt kein er-mittelndes statistisches Verfahren dar, sondern eine empirisch gewonnene Beschreibung des Gewässer-gütezustandes in fünf Stufen der Belastung mit orga-nischen Stoffen und deren Abbauprodukten, sowie fünf Stufen der Sauerstoffversorgung (LfU 1992). Sie beruht auf einer Korrelation biologisch-limnolo-gischer und chemischer Parameter, die an allen offi-ziellen Gewässergüte-Untersuchungsstellen Baden-Württembergs erhoben wurden (Böhmer et al. 2000).

Die Klassifikation erfolgte nach LfU (1992) nach fol-genden Kriterien (Karaus 1999):

Belastungsstufe I: Wasser klar, nur geringe Mengen suspendierter organischer Substanz. Keine Bildung von Eisen-II-Sulfid unter Steinen oder im Sediment, auch feinkörnige Substrate in allen Schichten stets braun oder hell gefärbt (oxidierter Zustand). Mikro-flora artenreich, einzelne Arten stellenweise in größ-erer Individuendichte. Sessile Ciliaten und fadenför-mige Abwasserbakterien nicht in mit bloßem Auge sichtbaren Kolonien. Moose bisweilen häufig. Diato-meen (Kieselalgen), wie zum Beispiel Diatoma hie-male als auch inkrustierende Blaualgen, wie zum Bei-spiel Chamaesiphhon, können an Arten und Indivi-duen zahlreich sein. Meist artenreiche Insektenfauna.

Netzbauende Trichoptera (Köcherfliegenlarven) und Simuliidae (Kriebelmückenlarven) nie häufig. Plana-rien (Strudelwürmer) meist anwesend, Schnecken in gering dichter Besiedlung, Egel selten. Völlig unbe-lastete Gewässer zeichnen sich durch geringe Indivi-duenzahlen und weniger Artenvielfalt aus als gering belastete.

Belastungsstufe II: meist klares Wasser, höchstens mäßige Drift suspendierter organischer Partikel. Bis-weilen an Stellen geringer Wasserbewegung Bildung von Eisen-II-Sulfid unter Steinen. Feinkörnige Sub-strate in der Tiefe nur stellenweise schwärzlich (che-misch reduziert). Arten- und individuenreicher als die vorhergehende Stufe, besonders an solchen Orga-nismen, die von der organischen Verunreinigung pro-Abundanzstufe Individuenanzahl

Tab. 2.5. Kopplungsanalyse nach Buck. Schätz-skala für die Abundanz des Makrozoobenthos.

Indexwert LAWA- Gewässergüteklassen 1,00-1,49 I Tab. 2.6. Kopplungsanalyse nach Buck. Ermittlung der Güteklasse nach dem Indexwert.

Tab. 2.7. Klassifikation der Sauerstoffversorgungs-stufen, nach LfU (1992).

O₂-Stufe Mindest-O₂-Konzentration [mg/L]

I (sehr gut) ≥ 8*

II (gut) 6 *

III (kritisch) 4 *

IV (schlecht) 2

V (sehr schlecht) ≤ 2 **

* höchstens kurzfristig unterschritten,

** auch Anaerobie über längere Zeit möglich

fitieren. Bisweilen schon mit bloßem Auge sichtbare Kolonien von sessilen Ciliaten und fadenförmigen Abwasserbakterien (Sphaerotilus) vorhanden. Sub-merse höhere Pflanzen, wie Ranunculus (Wasserhah-nenfuß), Potamogeton (Laichkraut), Berula (Berle), Callitriche (Wasserstern) und Glyceria (Schwaden) bilden oft dichte Bestände. Fädige Grünalgen, wie Cladophora und Vaucheria vorhanden, jedoch nicht so zahlreich wie in der darauffolgenden Stufe. Viele Insektenlarven, netzbauende Trichopteren und Simu-liidae, wenn vorhanden, dann nur an strömungsgüns-tigen Standorten zahlreich. Planarien, Gastropoden (Schnecken) und Egel häufiger als in Stufe I.

Belastungsstufe III: starke Drift suspendierter orga-nischer Partikel, Wasser vielfach deutlich getrübt.

Häufig starke Eisen-II-Sulfid-Bildung unter fast allen Steinen im lenitischen Bereich. Feinkörnige Substrate in der Tiefe weitgehend schwärzlich (chemisch redu-ziert). Sehr oft Massenentwicklung einer begrenzten Anzahl von Arten. Auf den meisten Substraten mit bloßem Auge sichtbare Kolonien von sessilen Cilia-ten und Sphaerotilus, letztere nicht in Massenent-wicklung. Submerse höhere Pflanzen oft noch flä-chendeckend. Häufig Massenentwicklung von Faden-algen: Vaucheria und Cladophora, letztere bei guter Belichtung bisweilen das ganze Bachbett ausklei-dend. Als heterotroph angesehene Diatomeen, wie zum Beispiel Nitzschia-Arten, das Optimum ihrer Entwicklung erreichend. Substratweider wie die Chi-ronomidae (Zuckmücken, vor allem gangbauende Formen: Cricotopus-Orthocladius-Gruppe), sowie die Schnecken Ancylus und Lymnaeidae als auch Egel (etwa Herpobdella) in Massen. Netzbauende Trichop-tera (etwa Hydropsyche) und vor allem Simuliidae (Odagmia ornata) oft massenhaft.

Belastungsstufe IV: Wasser stark getrübt, sehr hohe Drift suspendierter organischer Partikel. Schlammab-lagerungen an lenitischen Stellen. Fast alle Stein-unterseiten mit ausgedehnten Eisen-II-Sulfid-Flecken.

Feinkörnige Substrate meist schlickig, in der Tiefe fast durchweg schwarz und faulschlammartig mit bis-weilen wahrnehmbarem Schwefelwasserstoffgeruch.

Starker Rückgang der Makroorganismenarten. Mas-senentwicklung von sessilen Ciliaten (Carchesium) und Sphaerotilus. Submerse Gefäßpflanzen (in Be-tracht kommen: Potamogeton und Fontinalis) nur noch vereinzelt. Blaualgenmatten an ruhigen Stellen manchmal größere Areale einnehmend. Die von der vorigen Stufe dominierenden Grünalgen (Cladopho-ra, Vaucheria) meist durch Stigeoclonium ersetzt. Oft Massenentwicklung von Tubificidae (Schlammröh-renwürmer) und Chironomidae, zum Beispiel Prodia-mesa olivacea und Chironomus thummi-Gruppe.

Verschwinden von Filtrierern (zum Beispiel Hydro-psyche) und von Bewohnern des

Substratlückensys-tems (zum Beispiel Gammaridae) wegen Verstop-fung durch Schwebstoffe.

Belastungsstufe V: sehr starke Trübung des Wassers.

Im Stromstrich haben fast alle Steinunterseiten mehr oder weniger große schwarze Eisen-II-Sulfid-Fle-cken, im lenitischen Bereich sind sie unterseits voll-ständig schwarz. An ruhigeren Stellen starke Ablage-rungen von Faulschlamm, vielfach mit H2S-Geruch;

feinkörnige Substrate gänzlich oder höchstens bis auf eine ganz dünne oxidierte Oberflächenschicht che-misch reduziert. Nur sehr wenige makroskopische Arten; Massenentwicklung von suspendierten hetero-trophen Bakterien; Sphaerotilus weniger häufig, bis-weilen absterbend. Massenentwicklung von bak-terienfressenden freischwimmenden Ciliaten sowie von farblosen Flagellaten. Makroorganismen bis auf Chironomus thummi-Gruppe und Eristalis (Ratten-schwanzlarve) fehlend oder höchstens eingedriftet.

Neben den allgemeinen Daten der Besiedlung und Beschaffenheit eines Fließgewässers gehen bei der Karlsruher Methode verschiedene limnochemische Kennwerte ein. Langjährige Untersuchungen der LfU Baden-Württemberg haben gezeigt, dass jeder

Belas-Belastungsstufe Belastungscharakterisierung I gering (einschließlich unbelastet)

II mäßig III kritisch IV stark

V sehr stark

Tab. 2.8. Belastungsstufen nach der Karlsruher Me-thode, nach LfU (1992).

Tab. 2.9. Karlsruher Methode. Chemische Kriterien zu den Belastungsstufen, nach LfU (1975).

Stufe Konz. BSB5 Unterschreitungs-häufigkeiten zur Charakterisierung der Streuung um den Median, BSB5 = Biochemischer Sauerstoffbedarf, NH4+ = Ammonium und NO2— = Nitrit

tungsstufe – innerhalb einer bestimmter Schwan-kungsbreite – ein charakteristischer Median der Kon-zentration von BSB5, Ammonium und Nitrit zuge-ordnet werden kann (Tab. 2.9).

Rhithron- Ernährungstypen- Index (RETI)

Der RETI wurde von Schweder (1992) aus dem River Continiuum Concept abgeleitet und kann zur Klassifi-kation von Fließgewässern mit weniger als 5 m Breite eingesetzt werden: Die typische Abfolge von Ernäh-rungstypen in einem Fließgewässer verändert sich be-züglich einer Dominanz von Weidegängern und Zer-kleinerern (im Oberlauf = Rhithral) zu Filtrierern und Sedimentfressern (im Unterlauf = Potamal). Schwe-der (1992) konnte zeigen, dass anthropogene Gewäs-serbelastungen zu einer Potamalisierung – der früh-zeitigen Erhöhung des Anteils von Filtrierern und Sedimentfressern bereits im Oberlauf – führen kön-nen. Zur Ermittlung des RETI wurden alle ge-fundenen Makroinvertebraten einem Ernährungstypus zugeordnet und nach folgender Formel berechnet:

¦ ¦ ¦ ¦ ¦ ¦

W = Weidegänger, F = Filtrierer, Z = Zerkleinerer und S = Sedimentfresser; Räuber werden nicht be-rücksichtigt.

Die Berechnung der Indizes erfolgte auf der Basis von Individuenzahlen. Der RETI kann Werte zwischen 0,01 und 0,99 annehmen. Bei RETI- Wer-ten ≥ 0,5 – einer von Weidegängern und Zerkleiner-ern dominierten Zoozönose – kann von einer Ernäh-rungsstruktur ausgegangen werden, die für naturnahe Fließgewässer typisch ist (Schweder 1992).

Diversität und Evenness

Eine weitere Möglichkeit zur Strukturanalyse ben-thischer Biozönosen bietet die Ermittlung der Arten-diversität. Diversitätsindices wurden häufig auch als Maßstab für Veränderungen der Lebensgemeinschaf-ten eines Fließgewässers durch anthropogene Einwir-kungen wie Abwassereinleitungen oder Verbauung benutzt (Literaturüberblick bei Böhmer et al. 1997 und Braukmann 1987). Die Diversitätsindices kombi-nieren die Anzahl an Taxa mit der Abundanz der ein-zelnen Taxa. Der Einsatz dieser Indices in der Bewer-tung von Fließgewässern beruht auf der Annahme, dass die Taxavielfalt einen Wert an sich darstellt und mit zunehmender Belastung eines Ökosystems zurückgeht (Böhmer et al. 1997). Die Diversität wur-de in dieser Studie nach wur-dem Shannon-Weaver-Inwur-dex berechnet, der zur Messung der Artendiversität die

Abundanzen und somit dominante Arten stärker be-rücksichtigt (Böhmer et al. 1998, 2000):

¦

^{⋅ ⋅}

= p pi

Hs _i log₂

HS= Diversität bezüglich der Artenzahlen, pi= relative Häufigkeit und S= Artengesamtzahl

Tab. 2.10 zeigt eine Klassifikation des Belastungszu-stands von Fließgewässern, die aufgrund der Bezie-hung zwischen dem Diversitätsindex nach

Shannon-Weaver und dem Belastungsgrad abgeleitet wurde (Wilhm 1970). Der Einsatzbereich des Diversitäts-index liegt im Orts- und Zeitvergleich (vor und nach einer Störung), da die Absolutwerte der Diversität in Abhängigkeit vom Fließgewässertyp und untersuch-ten Habitat stark schwanken können. Nach Brauk-mann (1987) tritt bei dem Diversitätsindex oft eine sehr hohe Streuung auf, die zu einer Fehlinter-pretation der Belastung führen kann. Der Index kann aber in jedem Fall als eine Ergänzung zu anderen Auswertungsmethoden fungieren. Problematisch ist weiterhin, dass der Wert der Diversität durch zwei völlig unterschiedliche Faktoren zustande kommen kann: eine hohe Artenzahl mit unterschiedlicher Indi-viduenzahl oder eine gleichmäßige Verteilung der Individuen auf wenige Arten. Daher sollte bei einem Ökosystemvergleich die Evenness als Vergleichsmaß berücksichtigt werden. In der Evenness kommt die Gleichmäßigkeit der Organismenverteilung zum Aus-druck (Braukmann 1987). Sie wurde mit folgender Formel berechnet: möglicher Diversitätsindex und s = Artenzahl

Die Evenness kann Werte zwischen 0 und 1 anneh-men. Unter natürlichen Voraussetzungen liegt sie zwischen 0,6 und 0,8. Niedrige Werte ( < 0,5) deuten auf ein gefährdetes Ökosystem hin.

Tab. 2.10. Beziehung zwischen Diversitätsindex nach Shannon-Weaver und Belastungszustand von Fließgewässern (nach Wilhm 1970).

Hs Gewässerzustand

> 3 reines Wasser

2-3 schwach verunreinigt 1-2 mäßig verunreinigt

< 1 stark verunreinigt

Säurestufen

Die Gewässerversauerung stellt eine mögliche Be-lastung kalkarmer Gewässer dar, die durch Schwefel- und Stickoxidemissionen in die Atmosphäre ver-ursacht wird. Mit maximal 5-10 % potenziell versau-erungsgefährdeter Fläche stellt dies in der Bundes-republik Deutschland kaum ein quantitatives Problem dar, jedoch sind versauerte Gewässer gravierend ge-stört (Böhmer et al. 1997, 1998). Insbesondere Teile Odenwaldes sind aufgrund des kalkarmen Unter-grundes stark versauerungsgefährdet (Braukmann &

Vobis 1998) Die Klassifikation der Säurestufen er-folgte nach Braukmann und Vobis (1998) mit ver-schiedenen Indikatororganismen gemäß des Prinzips des empfindlichsten Taxons (Tab. 2.11).

Ökotoxikologischer Index

Der ökotoxikologische Index berechnet die Abwei-chung einer belasteten Fließgewässerprobestelle von einer Referenzstelle, indem der Artenfehlbetrag und der Prozentanteil der nicht gemeinsamen Arten ad-diert wird (Böhmer et al. 1999, 2000). Böhmer et al.

(1999) weisen darauf hin, dass eine Vielzahl von Störungen den Artenfehlbetrag und den Prozentanteil der nicht gemeinsamen Arten beeinflussen können, so dass dieses Verfahren nicht nur eine spezifische toxische Wirkung sondern auch andere unspezifische Störungen anzeigt. Der ökotoxikologische Index kann jedoch als ein Hinweis für toxische Wirkung einge-setzt werden.

Der Ökotoxikologische Index EI wurde von Camargo (1990) entwickelt und erstmals für die Bewertung der ökotoxikologischen Belastung des Duratón durch eine Kläranlageneinleitung eingesetzt. Er berechnet sich aus:

A = Artenzahl des Referenzstandorts, B = Artenzahl der belasteten Stelle und C = Anzahl der gemein-samen Arten

Bei einem Vergleich von 162 belasteten Gewässern und entsprechenden Referenzen ergab der Ökotoxi-kologische Index in fast allen Fällen eine leichte Zunahme, bei etwa zwei Dritteln der Fälle eine deut-liche Reaktion mit über 20 % Abweichung von der Referenz (Böhmer et al. 1999). Aufgrund dieser hohen Empfindlichkeit empfehlen Böhmer et al.

(1999) den Ökotoxikologischen Index in der Fließge-wässerbewertung als geeignetes Maß für taxono-mische Veränderungen.

Im Dokument Untersuchungssystems für die Bewertung der ökotoxikologischen Belastung von (Seite 31-36)