Das Bewertungssystem BALCOSIS ist als modularer, multimetrischer Index aufgebaut. Es bewertet ausschließlich die Vegetationskomponenten der äußeren, offenen Küstengewässer der Ostsee. Auf Grund der dort herrschenden vielfältigen Substratverhältnisse kombiniert es die Bewertung von Weich- und Hartbodenvegetation. BALCOSIS deckt die repräsentativen mehrjährigen Vegetationsformen der offenen deutschen Ostseeküste ab: Seegraswiesen (Weichboden) Brauntang = Fucus -Bestände (Hartboden) Rotalgenbestände (Hartboden). Innerhalb dieser Biotoptypen/Vegetationsformen steht eine unterschiedliche Anzahl an Einzelparametern für die Bewertung zur Verfügung. Insgesamt besteht BALCOSIS aus sieben Einzelparametern. Diese Bewertungsparameter spiegeln die Auswirkungen der Eutrophierung auf die einzelnen Vegetationskomponenten (Veränderung der Tiefengrenzen, Zunahme opportunistischer, eutrophierungstoleranter Arten und Verlust mehrjähriger, eutrophierungssensitiver Arten) innerhalb der einzelnen Biotoptypen wider. Für jeden der sieben Bewertungsparameter wurde eine fünfstufige Klassifizierung erarbeitet. Dadurch kann jeder Parameter separat und unabhängig voneinander bewertet und ein ökologischer Zustand zugewiesen werden. Entsprechend wird die Bewertung nachfolgend erst für jeden Einzelparameter/Teilindex dargestellt und im Anschluss daran die Gesamtbewertung beschrieben. Zostera marina und der Brauntang Fucus haben im Vergleich zu mehrjährigen Rotalgen hohe Lichtansprüche, so dass die vertikale Verbreitung natürlicherweise auf das obere Sublitoral (< 10 m) beschränkt ist. Durch die Eutrophierung verschlechterte sich das Lichtklima. Dies hat wiederum eine Verschiebung der unteren Tiefengrenze der Makroalgen und Angiospermen zur Folge, da die Lichtmenge an ihrer ursprünglichen Tiefengrenze nicht mehr ausreicht um genügend Biomasse für dauerhafte (dichte) Bestände aufzubauen. Die Tiefengrenzen sind deshalb zentrale Bewertungsparameter. Bewertet wird nur die Tiefe des jeweiligen Vegetationsbestandes mit mindestens 10 % Bedeckung, da Einzelpflanzen zum einen nicht für eine dauerhafte Ansiedlung sprechen und zum anderen methodisch nur unter großem Aufwand erfassbar sind. Aus den pegelkorrigierten Tiefengrenzen wird die bewertungsrelvante Tiefengrenze als Mittelwert (MW) dieser Werte bestimmt (Tab. 2). Sollten nicht fünf Grenzwerte vorliegen (z. B. weil die Bestände vor Ort zu klein waren und so ein Transekt kein Seegras bzw. Fucus spp. aufwies), wird der Mittelwert aus der reduzierten Anzahl an Werten gebildet. Ein einzelnes Transekt ohne Seegras- bzw. Fucus spp.-Vorkommen geht also NICHT mit 0,0 m in die Mittelwertbildung ein. Nur wenn an einer Bewertungsstation Fucus - oder Seegrasvorkommen historisch beschrieben sind, die Tiefengrenzenkartierung aber für alle fünf Transekte keine Vorkommen über 10 % Bestandsdichte ermitteln kann, wird der Parameter mit 0,0 m und einem EQR von 0 bewertet. Durch Anwendung des 5-stufigen Bewertungssystems können die berechneten Mittelwerte einer ökologischen Zustandsklasse zugeordnet werden (Tab. 1). Tab. 1 Fünfstufiges Bewertungsschema der Bewertungsfaktoren Tiefengrenze von Zostera und Fucus . Ökologischer Zustand Tiefengrenze Zostera marina / Fucus spp. sehr gut Referenzwert: 9,4 m ≥ 8,5 m gut 7,0 – 8,5 m mäßig 4,5 – 7,0 m unbefriedigend 0,5 – 4,5 m schlecht < 0,5 m Tab. 2: Beispiel für die Berechnung und Bewertung der Tiefengrenze. Von den durch die Eutrophierung erhöhten Nährstoffkonzentrationen im Wasser können Arten mit einem höheren Oberflächen/Volumen-Verhältnis und hohen Nährstoff-Aufnahmeraten stärker profitieren (Nährstoff-Opportunisten) als Arten, die sich durch den Aufbau von Reservestoffen bzw. die Aufnahme von Nährstoffen aus dem Sediment an Lebensumstände mit Nährstoffdefizit angepasst haben. Als Zeichen der Eutrophierung wird deshalb auch das explosionsartige Wachstum von feinfädigen Algen angesehen, die mehrjährige Vegetation wie Seegras und Rotalgen überwachsen, es zu Boden drücken und von der Lichtzufuhr abschneiden. Arten, die zu explosionsartigem Wachstum neigen, unterscheiden sich dabei kaum zwischen den einzelnen Biotopen, so dass auf nach Biotop getrennte Artenlisten für opportunistische Algen verzichtet wird. Da Nährstoffopportunismus bisher nur von wenigen Algenarten experimentell bestätigt wurde und für einige Arten auch widersprüchliche Laborergebnisse vorliegen, werden in einem konservativen Ansatz neben bekannten Eutrophierungszeigern (z.B. Pylaiella littoralis , Ulva ) auch spezifische Neophyten (z.B. Gracillaria vermiculophylla ) sowie charakteristische epiphytische Algen (z.B. Aglaothamnion/Callithamnion ) aufgeführt, für die keine eindeutigen Nachweise für Opportunismus vorliegen (Tab. 3). Tab. 3: Nährstoff-Opportunisten. Großgruppen Nährstoff-Opportunisten Grünalgen (Chlorophyceae) Chaetomorpha Cladophora Spongomorpha Ulva Braunalgen (Phaeophyceae) Ectocarpus Pylaiella littoralis Rotalgen (Rhodophyceae) Aglaothamnion Brongniartella byssoides Callithamnion corymbosum Ceramium Dasya baillouviana Polysiphonia fibrillosa Polysiphonia fucoides Polysiphonia stricta Spermothamnion repens Bei fünf beprobten Sammelrahmen pro Station liegen bis zu fünf Ergebnislisten mit artspezifischen Trockengewichten vor. Berechnet wird der Biomasseanteil der Opportunisten. Dazu muss deren Biomasse erst für jede Probe aufsummiert werden, bevor ihr prozentualer Anteil pro Probe bestimmt wird. Im Anschluss wird aus diesen maximal fünf Biomasseanteilen der Mittelwert bestimmt (Tab. 5). Durch Anwendung der 5-stufigen Bewertungssysteme können die berechneten Mittelwerte einer ökologischen Zustandsklasse zugeordnet werden (Tab. 4). Tab. 4: Fünfstufiges Bewertungsschema der Bewertungsfaktoren Biomasseanteile Opportunisten für das Seegras- und das Rotalgenbiotop. Ökologischer Zustand Biomasseanteil opportunistischer Algen sehr gut Referenzwert: 0,5 % ≤ 1 % gut 1 - 10 % mäßig 10 - 30 % unbefriedigend 30 -75 % schlecht > 75 % Tab. 5: Beispiel für die Berechnung und Bewertung der Biomasseanteile. Ist an einer Station der Makrophytenbestand so gering (< 10 %), dass nur eine Sammelprobe oder gar keine Makrophyten beprobt werden konnten, wird die Parameterbewertung auf schlecht mit EQR 0 gesetzt. Nicht nur die Reduktion der Verbreitungstiefe ist aus den letzten Jahrzehnten für Fucus dokumentiert. Es wurde auch insgesamt ein Abundanzrückgang im oberen Sublitoral der Ostsee festgestellt, der dazu führte, dass die Brauntange der Gattung Fucus an vielen Küstenabschnitten nicht mehr die absolut dominante Komponente des Makrophytenbestandes im oberen Sublitoral darstellen. Dabei wurde ebenfalls die Eutrophierung als Hauptfaktor für den Rückgang benannt und die Zunahme an Epiphyten als eine Auswirkung mit angeführt. Deshalb war auch für Fucus der Biomasseanteil von Opportunisten als möglicher Bewertungsfaktor angedacht. Allerdings erreichen die großwüchsigen Brauntange auf Grund ihrer Morphologie im Vergleich zu anderen Algen sehr hohe Trockengewichte. Selbst bei komplett mit Epiphyten überwachsenen Fucus -Thalli liegt deren Trockengewicht grundsätzlich so deutlich über dem der übrigen Algenvegetation, dass für den Biomasseanteil keine geeignete fünfstufige Bewertung aufgebaut werden konnte. Deshalb wird zur Bewertung des Abundanzrückgangs von Fucus ( Fucus serratus und Fucus vesiculosus ) dessen Bedeckungsdominanz (in Prozent) im Vergleich zur übrigen Vegetation bewertet. Der Wert der Bedeckung bezieht sich auf das zur Verfügung stehende Siedlungssubstrat (Hartboden = Blöcke, Steine, Mergel). Bei fünf beprobten Sammelrahmen pro Station liegen bis zu fünf Bedeckungswerte für Fucus spp. vor. Zur Berechnung der Dominanz werden die Bedeckungswerte von Fucus serratus und F. vesiculosus jedes Sammelrahmens aufsummiert und mit der Hartsubstratbedeckung (Blöcke, Steine) aus jedem Rahmen verrechnet (Bedeckung Fucus spp. ÷ Bedeckung Hartboden × 100). Anschließend wird der Mittelwert aus diesen fünf (substratspezifischen) Fucus -Bedeckungen gebildet. Die Brauntange können neben Blöcken und Steinen auch auf Kies, Mergel oder Miesmuscheln wachsen, so dass sich bei der Berechnung Werte > 100% substratspezifischer Bedeckung ergeben können, solche Werte gehen per Definition mit 100 % Bedeckung in die Mittelwertberechnung ein (Tab. 7). Durch Anwendung des 5-stufigen Bewertungssystems kann der berechnete Mittelwert einer ökologischen Zustandsklasse zugeordnet werden (Tab. 6). Tab. 6: Fünfstufiges Bewertungsschema des Bewertungsfaktors Dominanz. Ökologischer Zustand Dominanz von Fucus spp sehr gut Referenzwert: 80 % ≥ 72 % gut 64 – 72 % mäßig 40 – 64 % unbefriedigend 8 – 70 % schlecht < 8 % Tab. 7: Beispiel für die Berechnung und Bewertung der Dominanz. Ist an einer Station der Makrophytenbestand so gering (< 10 %), dass nur eine Sammelprobe oder gar keine Makrophyten beprobt werden konnten, wird die Parameterbewertung auf schlecht mit EQR = 0 gesetzt. Neben der Zunahme an opportunistischen Algen sind die Verdrängung und der Verlust langsam wachsender, meist mehrjähriger Vegetation als weiteres Zeichen der Eutrophierung dokumentiert. Im Vergleich zum Seegras- oder Fucus -Biotop ist die Artenzahl im Rotalgenbiotop höher, so dass eine Bewertung auf Basis der Diversität ermöglicht wird. Bewertet wird das Fehlen repräsentativer, für die Vegetationsstruktur bedeutsamer Arten bzw. Artengruppen des Hartsubstratphytals mittlerer Tiefenbereiche (5-8 m). Bei den aufgeführten Arten handelt es sich durchweg um historisch stetig dokumentierte Rot- und Braunalgenarten aus diesen Tiefen. Die Referenzartenliste enthält keine Arten, die historisch vereinzelt dokumentiert wurden, da methodisch die Erfassung solch seltener Arten (und damit des gesamten Arteninventars) sehr arbeitsaufwendig und kostenintensiv ist. Auf Grund der deutlichen Salzgehaltsunterschiede entlang der deutschen Ostseeküste muss westlich und östlich der Darßer Schwelle mit unterschiedlichen Referenzartenlisten gearbeitet werden. Allerdings ist auf Grund der natürlichen Artenreduktion östlich der Darßer Schwelle die Anwendung des Bewertungsparameters durch die sehr kurze Artenliste für einen fünfstufigen Bewertungsansatz grenzwertig. Arten, die in Tab. 8 durch einen Schrägstrich getrennt sind, werden nicht separat gezählt, sondern gelten als eine Einheit. Fehlt also z. B. Fucus serratus an einer Station, Fucus vesiculosus ist jedoch vorhanden, so wird dies nicht als Reduktion bewertet. Anders ist es dagegen, wenn beide Arten fehlen (Tab. 8). Tab. 8: Referenzartenlisten. Großgruppen Westlich der Darßer Schwelle Östlich der Darßer Schwelle Braunalgen (Phaeophyceae) Chorda filum/Halosiphon tomentosum Chorda filum/Halosiphon tomentosum Fucus serratus/Fucus vesiculosus Fucus serratus/Fucus vesiculosus Laminaria digitata/Saccharina latissima Saccharina latissima Rotalgen (Rhodophyceae) Ahnfeltia plicata Ahnfeltia plicata Coccotylus truncatus/Phyllophora pseudoceranoides Coccotylus truncatus/Phyllophora pseudoceranoides Cystoclonium purpureum Delesseria sanguinea Furcellaria lumbricalis Furcellaria lumbricalis Membranoptera alata Phycodrys rubens Rhodomela confervoides Rhodomela confervoides 11 Arten/Artengruppen 7 Arten/Artengruppen Als Basis für die Bewertung des Artenspektrums werden neben den Biomasseproben auch die Bedeckungsabschätzungen im Sammelrahmen und die Transektbeschreibung verwendet. Die Arten, die zu den repräsentativen Arten gehören, werden in der Auswertedatei des Tiefenbereichs markiert und gezählt, wobei Arten, die in allen drei Datenerhebungen auftauchen nur einfach gezählt werden. Berechnet wird, wie viele Arten der Referenzartenliste an der Station fehlen (als Anteil in Prozent) (Tab. 10). Durch Anwendung des 5-stufigen Bewertungssystems kann der berechnete Wert einer ökologischen Zustandsklasse zugeordnet werden (Tab. 9). Tab. 9: Fünfstufiges Bewertungsschema des Bewertungsfaktors Artenreduktion. Ökologischer Zustand Artenreduktion Westlich der Darßer Schwelle Östlich der Darßer Schwelle sehr gut Referenzwert = Grenzwert: alle Arten = 11 Arten vorhanden Referenzwert = Grenzwert: alle Arten = 7 Arten vorhanden gut 9 – 10 Arten 6 Arten mäßig 6 – 8 Arten 4 – 5 Arten unbefriedigend 1 – 5 Arten 1 – 3 Arten schlecht 0 Arten 0 Arten Tab. 10: Beispiel für die Berechnung und Bewertung der Artenreduktion. Die Art Furcellaria lumbricalis ist eine charakteristische mehrjährige Rotalgenart der Ostsee. Anders als die meisten anderen mehrjährigen Rotalgen ist sie nicht nur in der westlichen Ostsee verbreitet, sondern kommt auch in der zentralen Ostsee bis nach Estland und den Süden Finnlands vor. Historisch wird die Art als stetiger Bestandteil der Hartbodenvegetation zwischen 3 bzw. 5 und 20 m angegeben. Da Furcellaria deutlich kleinwüchsiger als Seegras oder Fucus spp. ist und häufig komplett von Epiphyten überwachsen wird, ist die Tiefengrenze methodisch nur durch aufwendige Taucharbeit bestimmbar. Außerdem fehlen entlang der deutschen Ostseeküste in den meisten Wasserkörpern Hartsubstrate, die den gesamten Tiefenbereich von Furcellaria abdecken. Da für diese Art auch ein mengenmäßiger Rückgang dokumentiert ist, wurde nicht die Tiefenverteilung als Bewertungsparameter herangezogen, sondern der Biomasseanteil der Art (in Prozent). Historische Angaben zur Biomasse von Furcellaria lumbricalis sind sehr unspezifisch, so dass sich der Referenzwert im Wesentlichen an Daten der 1950er Jahre aus der westlichen Ostsee orientiert. Östlich der Darßer Schwelle ist Furcellaria lumbricalis die einzige bestandsbildende mehrjährige Rotalge, weshalb die Biomasseanteile aufgrund fehlender Konkurrenz dort deutlich höher, bei nahezu 100 % anzusetzen sind. Entsprechend wurde für Bestände westlich und östlich der Darßer Schwelle unterschiedliche Referenzwerte und Klassengrenzen für das fünfstufige Bewertungssystem festgelegt. Bei fünf beprobten Sammelrahmen pro Station liegen bis zu fünf Ergebnislisten mit artspezifischen Trockengewichten vor. Berechnet wird der Biomasseanteil von Furcellaria lumbricalis an der Gesamtbiomasse, der direkt für jede Probe bestimmt werden kann. Im Anschluss wird aus diesen maximal fünf Biomasseanteilen der Mittelwert bestimmt. Die Berechnung entspricht der der opportunistischen Algen und wird deshalb nicht noch einmal beispielhaft aufgeführt. Durch Anwendung der 5-stufigen Bewertungssysteme können die berechneten Mittelwerte einer ökologischen Zustandsklasse zugeordnet werden (Tab. 11). Tab. 11: Fünfstufiges Bewertungsschema des Bewertungsfaktors Biomasseanteile von Furcellaria lumbricalis . Ökologischer Zustand Biomasseanteil von Furcellaria lumbricalis Westlich der Darßer Schwelle Östlich der Darßer Schwelle sehr gut Referenzwert: 40 % ≥36 % Referenzwert: 95 % ≥85 % gut 32 -36 % 76 - 85 % mäßig 20 - 32 % 47 - 76 % unbefriedigend 4 - 20 % 9 - 74 % schlecht < 4 % < 9 % Zur Bildung des Endwertes des BALCOSIS -Systems müssen die sieben Einzelparameter miteinander verrechnet werden. Da die Einzelparameter unterschiedliche Messgrößen bewerten (Biomasseanteile, Artenzahl, Tiefengrenzen) und unterschiedliche Klassengrenzen und Wertebereiche abdecken, müssen sie, bevor eine Verrechnung miteinander möglich ist, einheitlich auf ein Intervall von 0-1 normiert werden. Die Klassengrenzen für die Einzelparameter und die berechneten Bewertungsergebnisse werden dabei auf feste, vordefinierte Intervalle transformiert (Tab. 12). Tab. 12: Bewertungsklassen der Ecological Quality Ratio (EQR) nach WRRL. Klasse EQR-Wert sehr gut > 0,8 – 1 gut > 0,6 – 0,8 mäßig > 0,4 – 0,6 unbefriedigend > 0,2 – 0,4 schlecht 0 – 0,2 Die so berechneten normierten Einzelwerte gehen alle in die Endbewertung ein, jedoch mit einer unterschiedlichen Gewichtung. Da für die Zostera -Tiefengrenze eine bessere wissenschaftliche Datenlage vorliegt, geht diese mit einer zweifachen Gewichtung in das Endergebnis ein. Die Gesamtbewertung ergibt sich durch Bildung des Mittelwertes aus den gewichteten Einzelwerten (maximal acht Werte). Dieser Wert stellt gleichzeitig den EQR (Ecological Quality Ratio) dar, der nach Vorgabe der Landesämter mit drei Stellen nach dem Komma anzugeben ist. Sollten bestimmte Bewertungsparameter nicht erfasst worden sein (weil sie z. B. natürlicherweise nicht im Wasserkörper vorkommen), so ändert sich nichts am Gewichtungsverfahren. Der Mittelwert wird in diesem Fall aus einer entsprechend reduzierten Werteliste gebildet (Tab. 13). Tab. 13: Darstellung der Bewertungsroutine zur jährlichen Wasserkörperbewertung.
Seegräser bilden produktive Lebensräume für eine Vielfalt von Lebewesen in den Flachwasserbereichen der Küsten- und Übergangsgewässer. In dichtbewachsenen Seegraswiesen schützen sie das Sediment vor Erosion und fördern die Ablagerung von Schwebstoffen. Sie filtern Nährstoffe aus dem Wasser und speisen sie auf diese Weise in das Nahrungsnetz ein. Auf den Seegraspflanzen können epiphytische Algen wachsen, die ihrerseits von Schnecken und anderen Wirbellosen abgeweidet werden. Zwischen den Blättern finden kleinere Tiere, wie z. B. juvenile Muscheln, Krebstiere und Fische Schutz. Die heutzutage verschwundenen sublitoralen Seegraswiesen wurden von verschiedenen Fischarten als Laichsubstrat und Kinderstube genutzt. Für Wasservögel wie Ringelgänse und Pfeifenten bilden Seegraswiesen eine Nahrungsquelle. Gegenwärtig sind die meisten Seegrasbestände des Wattenmeeres in der mittleren bis oberen Gezeitenzone entlang der Leeseiten der Inseln oder hoher Sandbänke zu finden sowie in geschützten Bereichen entlang der Festlandküste. Von den zwei in der Nordsee vorkommenden Seegrasarten der Gattung Zostera kommt das kleinere und sehr schmalblättrige Zwergseegras ( Zostera noltii ) am häufigsten vor. Auf geeigneten Flächen bildet es mehr oder weniger dichte Wiesen aus, die aufgrund der meist mehrjährigen Rhizome sehr lagestabil sein können. Das Zwergseegras wird häufig begleitet vom Echten Seegras ( Zostera marina ), das zurzeit nur mit seiner schmalblättrigen Wuchsform im Gezeitenbereich des Wattenmeers vertreten ist. Diese einjährige Varietät pflanzt sich überwiegend über Samen fort, und ihr Vorkommen ist daher unbeständiger. Eine mehrjährige, breitblättrige Form des Echten Seegrases war bis Ende der 1920er Jahre im Bereich der Niedrigwasserlinie und darunter verbreitet. Infolge eines epidemischen Seegrassterbens in den frühen 1930er Jahren sind diese Bestände erloschen und konnten sich bislang nicht wieder regenerieren. Verursacht wurde das Seegrassterben vermutlich durch anormal bewölkte und/oder warme Jahre und den Befall mit einem Schleimpilz ( Labyrinthula zosterae ). Etwa seit den 1950er bis in die 1990er Jahren erlitten auch die im Gezeitenbereich (Eulitoral) verbleibenden Seegrasbestände deutliche Rückgänge, die vermutlich auf menschliche Einwirkungen zurückzuführen sind ‒ zunächst im südlichen (niederländischen), später im zentralen Niedersächsischen Wattenmeer. Auch im nördlichen Wattenmeer wurden seit den 1980er bis Mitte der 1990er Jahre Bestandsrückgänge beobachtet. Als die übergreifenden Faktoren, die sich auf den Zustand der Seegräser im Wattenmeer auswirken, gelten Eutrophierung und Hydrodynamik: Seegräser sind für ihr Wachstum auf lagestabile Sedimente angewiesen und reagieren anfällig auf Sedimentumlagerungen, die z. B. durch Meeresströmungen, Wellenschlag und Sturmfluten verursacht werden. Daher gehören mechanische Störungen durch Erosion oder vermehrte Sedimentation z.B. durch Veränderungen der Hydrodynamik, Baumkurrenfischerei oder Baggermaßnahmen zu den bedeutenden Stressoren. Auch Landgewinnungs- und Unterhaltungsmaßnahmen an den äußeren Salzwiesen, die die Sedimentationsraten erhöhen, können einen negativen Effekt haben. Weiterhin sind Seegräser an niedrige Nährstoffkonzentrationen angepasst und werden durch die Eutrophierung der Gewässer auf unterschiedliche Weise geschädigt. Zum einen durch direkte toxische Wirkungen hoher Ammonium- oder Nitratkonzentrationen, zum anderen indirekt durch gesteigerten Bewuchs mit Kleinalgen (Epiphyten) oder Überdeckung durch Grünalgen (Makroalgen), deren Entwicklung ebenfalls von der Nährstoffversorgung beeinflusst wird. Sowohl mechanische Störungen als auch die Folgen der Eutrophierung führen häufig zu einer Beeinträchtigung des Lichtklimas z. B. aufgrund erhöhter Trübung durch das Baggern und Verklappen von Sedimenten oder infolge dichter Phytoplanktonblüten. Dazu kommen Beeinträchtigungen durch Herbizide und andere Schadstoffe, den Verlust landnaher Habitate durch Baumaßnahmen des Küstenschutzes, regional verminderte landseitige Süßwasserabflüsse sowie Klimaveränderungen, den Anstieg des Meeresspiegels bei festgelegter Küstenlinie (coastal squeezing) und die globale Erwärmung. Vor diesem Hintergrund wirken außerdem Faktoren wie extreme Wetterereignisse (Sturmflut, Eisgang) und biotische Interaktionen mit Pflanzenfressern, Konkurrenten oder Krankheiten. Wegen der Kombinationswirkungen aller Einflussfaktoren, die sich teils verstärken, aber auch aufheben können, sind die genauen Ursachen lokaler Bestandsveränderungen oft nur unscharf zu benennen. Dennoch gelten Seegraswiesen insgesamt als guter Indikator für den Zustand des Ökosystems, weil sie ein wichtiger Zeiger für Eutrophierungseffekte, hydromorphologische und weitere Belastungen sind, der schnell und gut sichtbar auf veränderte Umweltbedingungen reagiert. Im Hinblick auf die europäische Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) gilt daher der Erhaltungszustand der Seegräser im Gezeitenbereich als wichtiger Indikator für die Auswirkungen der Eutrophierung in Küsten- und Übergangsgewässern, mindestens alle sechs Jahre überwacht wird. Grundsätzlich ist für eine gute ökologische Qualität im Wattenmeer die Anwesenheit beider Arten, Zostera marina und Zostera noltii, erforderlich, während der Flächenanteil der Seegraswiesen im Gezeitenbereich als gebietsspezifisch für Teilbereiche des Wattenmeeres gilt. Im Sublitoral, dem ständig wasserbedeckten Bereich des Wattenmeeres, kommt Seegras nach derzeitigem Kenntnisstand heute nicht mehr oder höchstens vereinzelt vor. Das Fehlen des Seegrases im Sublitoral geht bislang nicht in die Bewertung nach WRRL ein. Zur Bewertung der Seegräser für den Bereich der Nordsee steht das Verfahren " Assessment tool for intertidal seagrass in coastal and transitional waters - Bewertungsinstrument für intertidales Seegras in Küsten- und Übergangsgewässern (SG) “ ( Kolbe 2006 ) zur Verfügung.
Die Probenahme und Aufbereitung gemäß PHYBIBCO folgt den Arbeitsschritten: Planung der Probenahme, Freilandarbeit, Aufbereitung der Proben im Labor und Aufbereitung der erhobenen Daten. Je nach Gewässer(typ) oder Zustand des Gewässers kommen unterschiedliche Methoden zum Einsatz bzw. können diese gewählt werden (z. B. Taucharbeit oder schiffsgestützte Rechen). Planung der Probenahme (Vorarbeiten) Festlegung des Probenahmeschemas Räumliche Durchführung Zeitliche Durchführung Freilandarbeiten in Abhängigkeit von den örtlichen Gegebenheiten (Sichtbedingungen) als Tauch- oder schiffsgestützte Beprobung mittels Rechen Aufarbeitung der Proben/Videoaufnahmen Analyse der Tiefengrenzen Bestimmung des Artenspektrums Aufbereitung der erhobenen Daten und Bestimmung Erstellung der Arten-Abundanz-Tabellen Korrekturfaktor für stark degradierte Vegetationsbestände Pegelkorrektur der Tiefendaten Die Bewertung der Großalgen und Angiospermen hat innerhalb der sogenannten geographisch abgegrenzten Bewertungseinheiten, den Wasserkörpern zu erfolgen. Dabei sind insgesamt 21 Wasserkörper mit dem PHYBIBCO-Verfahren zu bewerten. Innere Küstengewässer sind auf Grund der hohen Dominanz von Weichboden, des geringen Tiefenprofils und der geschützten Lage dicht von Vegetationsbeständen bewachsen, so dass die Probenahme theoretisch überall im Wasserkörper durchgeführt werden kann und damit unabhängig von zuvor spezifizierten Stationen (Probenahmestellen) ist. Allerdings müssen bestimmte Voraussetzungen wie eine geschützte Lage und/oder ein ausreichendes Tiefenspektrum erfüllt sein, um eine Bewertung zu ermöglichen. Für jeden Wasserkörper wurden auf Basis seiner Flächengröße, seines Tiefenprofils und seines Belastungsgradienten eine minimale Anzahl an Stationen festgelegt, an denen die Untersuchungen zum ökologischen Zustand durchgeführt werden sollen. Abb. 1: Übersicht der zu beprobenden Wasserkörper und der bisher beprobten Stationen für die PHYBIBCO-Bewertung. Grundsätzlich sind alle bisher untersuchten Stationen für eine Bewertung geeignet (Tab. 1, Abb. 1). Deren Koordinaten sind bei den zuständigen Landesämtern hinterlegt. Es können jedoch auch bei jedem Monitoring einige neue Probenahmestellen untersucht werden, sofern die grundlegenden Voraussetzungen (ausreichendes Tiefenspektrum und/oder geschützte Lage) gegeben sind. Bereiche im direkten Mündungsbereich von Entwässerungsgräben, Bächen, Teichen und Flüssen sind auf Grund der dann fehlerhaft zugewiesenen Salzgehaltsklassen für den Parameter ökologische Wertigkeit/Arteninventar zu vermeiden. Der Wasserkörper Orther Bucht ist in seiner gesamten Fläche natürlicherweise zu flach, um die Tiefengrenze wurzelnder Pflanzen zu bestimmen; er ist aktuell komplett bewachsen. In diesem speziellen Fall kann die Tiefengrenze des vorgelagerten Fehmarnsund bestimmt werden, da die chemisch-physikalischen Messstationen für die Orther Bucht und den Fehmarnsund bei der Evaluierung annähernd gleiche Belastungswerte ergaben. Für andere Wasserkörper ist die Bestimmung der Tiefengrenze nur innerhalb kleiner Bereiche möglich (z. B. Salzhaff, Westrügensche Bodden, Wismarbucht). Dort ist darauf zu achten, dass mindestens ein bis zwei Transekte in diesen Bereichen untersucht werden. Auf Grund der großen räumlichen Ausdehnung der inneren Küstengewässer, die im ursprünglichen Zustand auch großflächig bewachsen waren, ist jedoch eine jährliche Abdeckung aller Wasserkörper mit einem räumlich repräsentativen Stationsnetz nicht durchführbar. Deshalb werden jährlich wenige Wasserkörper mit einem räumlich dichten Messnetz untersucht. Benachbarte Wasserkörper bzw. Gebietseinheiten mit einem Belastungsgradienten sollten im gleichen Untersuchungsjahr beprobt werden. Als saisonaler Zeitraum der jährlichen Erfassungen wird weiterhin der Hauptvegetationszeitraum zwischen Mitte Juni und Mitte September festgelegt. Dabei sind die α- und β-mesohalinen Wasserkörper (B2-Wasserkörper) bevorzugt im Juni/Juli zu beproben, da dort die Art Tollypella nidifica vorkommen kann, die oft nur im Frühsommer erfasst werden kann. Die klimatischen Unterschiede zwischen den Einzeljahren haben Auswirkungen auf die Bewertung, die zumindest soweit berücksichtigt werden sollten, dass in Jahren mit warmen, sonnenreichem Frühjahr ein früher Start des Monitoring (Anfang Juni) und umgekehrt nach Eiswintern auch die Ausdehnung des Zeitraumes in den Spätsommer/Frühherbst (Ende September) möglich ist. Die Erfassung des Arteninventars, der Vegetationsbedeckung (Abundanz) als auch der Tiefengrenze erfolgt aktuell durch Tauchuntersuchungen, die entlang des Tiefengradienten durchgeführt werden. Die Beprobungen müssen von geprüften und geschulten Forschungstauchern und -taucherinnen nach den Richtlinien der Berufsgenossenschaft durchgeführt werden, um alle sicherheits- und versicherungstechnischen Aspekte abzudecken, aber auch die fachlich gesicherte Ansprache der Biotope zu gewährleisten. Die spezifischen Probenahmetechniken für Makrophytenuntersuchungen und -beprobungen sind in einer Standardarbeitsan-weisung (SOP) des Umweltbundesamtes (BLMP 2009) festgeschrieben, die alle erforderlichen Geräte und Materialien auflistet und alle Arbeitsschritte detailliert beschreibt, weshalb die zu leistenden Untersuchungen nur skizziert sind. Da die Küstenneigung der inneren Küstengewässer oftmals sehr gering ist, sind kontinuierliche Tauchtransekte oftmals nicht durchführbar, weshalb eine Bestandserfassung in definierten Tiefenstufen (0,25 m, 0,50 m, 0,75 m, 1,00 m, 1,50 m, 2,00 m, 3,00 m, ... in Meterschritten bis mindestens einen Tiefenmeter unterhalb der aktuellen unteren Verbreitungsgrenze) durchgeführt wird. Liegt die aktuelle Verbreitungsgrenze der Vegetation zwischen zwei der Tiefenstufen, so ist der Tiefenbereich zwischen diesen kontinuierlich abzutauchen, um die Lage der Tiefengrenze exakt (auf 1 dm Genauigkeit) zu bestimmen (im unten dargestellten Beispiel Tiefenintervall 5–6 m mit Verbreitungsgrenze bei 5,2 m) (Abb. 2). Abb. 2: Schematische Darstellung der Tauchuntersuchungen entlang des Tiefengradienten mit definierten Tiefenstufen. Wird die untere Vegetationsgrenze im Gewässerabschnitt nicht erreicht, kann die Kartierung von Ufer zu Ufer durchgeführt werden, wobei beide Uferabschnitte aus datenbanktechnischen Gründen als getrennte Transekte mit der Schnittstelle am tiefsten Transektpunkt angesehen werden sollten, da Tiefenstufen sonst doppelt abgearbeitet werden. Eine Erfassung der Tiefengrenze per Videokartierung ist auf Grund der aktuell schlechten Sichtbedingungen der inneren Küstengewässer nicht möglich. Sollten sich die Sichtbedingungen jedoch entscheidend verbessern, ist die Erfassung nach der in der Handlungsanweisung für das Bewertungsmodell BALCOSIS ( Fürhaupter & Meyer 2015 ) beschriebenen Methodik durchzuführen. Für jeden Transekt sind spezifische Kenndaten zu erfassen, die sowohl die örtlichen Gegebenheiten als auch die Probenahmebedingungen beschreiben sollen: Name der Station/Transekt, Kurzbezeichnung Name des Wasserkörpers Name des/r Probennehmer/s Datum, Uhrzeit (UTC) Koordinaten und Wassertiefe (Angabe in Meter, Genauigkeit: 1 dm) separat für jede Tiefenstufe Wind-, Wetter- und Seegangsverhältnisse Secchi-Tiefe (Angabe in Meter, Genauigkeit: 1 dm) Besonderheiten (anthropogene Beeinflussung, etc.) Diese Kenndaten stellen verpflichtende Angaben bei der Abgabe der Monitoringdaten an die Landesämter dar. In jedem Fall sind die zu erhebenden Daten mit der SOP und den Vorgaben der Landesämter (Templates für Datenabgabe) abzugleichen. Die Substrat- und Vegetationsverhältnisse sind in jeder Tiefenstufe in einem Bereich von ungefähr 20 m 2 zu erfassen. Idealerweise wird eine Transektleine 10 m weit ausgelegt und eine 1 m breite Fläche beiderseits der Leine abgetaucht. Dabei ist zu beachten, dass für die Substratklassen im Minimum die standardisierten Angaben aus der SOP zu verwenden sind und andere Klasseneinteilungen nur dann angewendet werden sollten, wenn eine Rückführung auf diese Klassen möglich ist. Aufzunehmen sind im Minimum die Bedeckungen der Gesamtvegetation, der Angiospermen (separat für emers und submers), der Armleuchteralgen, aller identifizierbarer Pflanzenarten/-taxa, von Driftalgen, Epiphyten und den verschiedenen Sedimentklassen. Alle Angaben erfolgen in Prozent. Die Prozentwerte werden auf 5 % Genauigkeit angegeben. Einzelpflanzen, die weniger als 5 % Bedeckung einnehmen, wird standardmäßig die Angabe 0,5 % zugewiesen. Sofern eine eindeutige Analyse bis zur Art im Freiland nicht möglich ist (z. B. bei einigen Armleuchteralgen), sind Proben von jedem Transekt bzw. der Untersuchungsfläche für eine spätere Analyse im Labor zu entnehmen. Wasserstandsänderungen bedingen, dass die festgelegten Tiefenstufen sich zwischen den Untersuchungsjahren unterscheiden können. Die tiefenstufenabhängige Ausprägung des Bestandes hat momentan aber keinen Einfluss auf die Bewertung. Es ist lediglich wichtig das Artenspektrum jeder Station und jedes Wasserkörpers sowie die Dominanzverhältnisse der Arten bzw. Artengruppen zu erfassen. Dies erfordert nicht die Beprobung fixierter geographischer Positionen und Wassertiefen in jedem Untersuchungsjahr. Lediglich zur Bestimmung der Tiefengrenze sind die Wasserstandsänderungen später in den Bewertungen zu berücksichtigen. Bei guten Sichtbedingungen werden im Anschluss an die Tiefenstufenbeschreibung fünf Rahmen innerhalb dieser 20 m 2 verteilt, wobei die Platzierung des Rahmens nicht zufällig, sondern gezielt auf dicht bewachsene Flächen erfolgt. Die Rahmengröße beträgt 1 m 2 . Die Substrat- und Vegetationsverhältnisse werden für jeden Rahmen protokolliert. Es gelten die gleichen Grundlagen für die Angaben zu Substrat und Bedeckung (Sedimentklassen, Prozentangaben und Genauigkeit) wie für die Stationsbeschreibung. Sind die Sichtbedingungen so schlecht (< 1 m), dass Bedeckungserhebungen durch Tauchkartierung nur mit einer großen statistischen Unsicherheit zu erfassen sind, kann der Pflanzenbestand auch mittels der Rechenmethode vom Boot aus erfasst werden. Dazu werden in den einzelnen Tiefenstufen mindestens jeweils drei Rechenfänge auf einer Strecke von jeweils 10 m durchgeführt. Statt Bedeckungen in Prozent wird nun lediglich eine semi-quantitative Schätzskala nach Kohler 1978 zur Bestimmung der Mengenverhältnisse angegeben (Tab. 2). Diese wird ebenfalls für die WRRL-Bewertung der Makrophyten in Seen verwendet. Diese Schätzskala findet Anwendung für die Gesamtmenge an Vegetation, die Menge der Angiospermen, der Armleuchteralgen und aller identifizierbarer Pflanzenarten/-taxa. Tab. 2: Schätzskala der Häufigkeit nach Kohler (1978). Skala 1 sehr selten 2 selten 3 verbreitet 4 häufig 5 sehr häufig bis massenhaft Die Menge an emerser Vegetation wird weiterhin über Bedeckung angegeben, eine Unterscheidung von Driftalgen oder Epiphyten entfällt. Die Sedimentverhältnisse werden nur im Hinblick auf vorherrschendem Sediment unterschieden durch Entnahme einer Probe und einer optischen Sedimentansprache vor Ort.
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Ein Lernangebot für Kinder. Pflanzen, die auf Bäumen wachsen Epiphyten sind Pflanzen, die auf Bäumen wachsen. Auch viele Orchideen sind Epiphyten. Sie sitzen im tropischen Regenwald hoch oben in den Ästen der Urwaldriesen. Deshalb nennt man sie auch Aufsitzerpflanzen. Aber wie kommen diese Pflanzen an ihre Nährstoffe - ohne Erde?
Europäischer Endemit, nicht gefährdet. Als Epiphyt durch veränderte Umweltbedingungen (insbesondere durch Abnahme der sauren Niederschläge und Zunahme von Nährstoffeinträgen aus der Luft) in Ausbreitung.
Die taxonomische Bearbeitung von Caparrós et al. (2016) ergab, dass drei Taxa des Ulota-crispa-Komplexes in Deutschland vorkommen. Sie lassen sich durch die dort angegebenen Merkmale gut unterscheiden; genauere Daten zu Verbreitung und Bestandstrends liegen jedoch noch nicht vor. Als Epiphyten durch veränderte Umweltbedingungen (insbesondere durch Abnahme der sauren Niederschläge und Zunahme von Nährstoffeinträgen aus der Luft) in Ausbreitung.
Abweichend von Ludwig et al. (1996) werden keine infraspezifischen Taxa unterschieden. Als Epiphyt durch veränderte Umweltbedingungen (insbesondere durch Abnahme der sauren Niederschläge und Zunahme von Nährstoffeinträgen aus der Luft) in Ausbreitung.
In vielen Regionen Tendenz zur Ausbreitung als Epiphyt.
Als Epiphyt durch veränderte Umweltbedingungen (insbesondere durch Abnahme der sauren Niederschläge und Zunahme von Nährstoffeinträgen aus der Luft) in Ausbreitung.
| Origin | Count |
|---|---|
| Bund | 109 |
| Land | 7 |
| Type | Count |
|---|---|
| Förderprogramm | 76 |
| Taxon | 27 |
| Text | 7 |
| unbekannt | 3 |
| License | Count |
|---|---|
| geschlossen | 37 |
| offen | 76 |
| Language | Count |
|---|---|
| Deutsch | 113 |
| Englisch | 38 |
| Resource type | Count |
|---|---|
| Datei | 1 |
| Dokument | 30 |
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| Topic | Count |
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| Boden | 66 |
| Lebewesen & Lebensräume | 113 |
| Luft | 60 |
| Mensch & Umwelt | 112 |
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| Weitere | 108 |