A test concept for bioconcentration tests with the freshwater amphipod Hyalella azteca (HYBIT) was recently described. It was shown that the Hyalella bioconcentration factors (BCFs) derived for compounds with different hydrophobic characteristics (log Kow 2.4 – 7.8) show a strong correlation to those from fish tests. This project was carried out to elucidate the suitability of the HYBIT test for testing an extended range of substance classes including difficult to test compounds and, if required, to further enhance the test concept. The bioaccumulation potential of highly lipophilic UV stabilisers and ionic organic PFAS as well as silver, titanium dioxide and gold nanomaterials were tested. The two possible set-ups to conduct bioconcentration studies with H. azteca using a semi-static test set-up or a flow-through approach were applied. The solvent-facilitated and solvent-free application of the hydrophobic test compounds were compared. Due to the difficulties regarding the aqueous exposure of nanomaterials, biomagnification studies were also carried out as part of this project. We could show that the HYBIT approach permits the application of difficult to test compounds and enables to derive bioaccumulation endpoints for regulatory assessment. Due to the shorter exposure periods required, and the smaller experimental units used, the HYBIT approach provides several advantages in comparison to the flow-through fish test. As a non-vertebrate test, the Hyalella bioconcentration (or biomagnification) test may help to further reduce the amount of fish required for the regulatory testing of chemicals. Veröffentlicht in Texte | 134/2022.
Als Werkzeuge für das Biomonitoring von Arzneimitteln wurden Wirkmechanismus-basierte in vitro-Assays entwickelt, durch die der Nachweis von Wirkungen zweier Arzneimittelgruppen, entzündungs-hemmender Schmerzmittel, wie Diclofenac (NSAIDs) und Beta-Blocker, wie Metoprolol. möglich ist. Hierfür wurden stabile Zelllinien entwickelt, die Wirkmechanismus-basierte sensorische und signal-gebende rekombinante Proteine exprimieren. Diese ermöglichen die schnelle Visualisierung von Fluo-reszenzsignaländerungen in den lebenden Zellen. Darauf aufbauenden Mikroplattenformat-Assays wurden für die quantitative Bestimmung von Metoprolol- und Diclofenac-Aktivität in Kläranlagenab-läufen erfolgreich eingesetzt um die Relevanz und Eignung dieser Tests zum Abbilden von Wirkungen bei Freilandrelevanten aquatischen Organismen zu zeigen, wurden parallel Wirkuntersuchungen mit Fischen (Bachforellen und deren Eier), Krebstieren (Flohkrebsen, Daphnien), Schnecken und mit im Sediment lebenden Würmern durchgeführt. Die Untersuchungen fanden (1) unter kontrollierten Laborbedingungen mit Einzelsubstanzen und binären Mischungen, (2) in aquatischen Mesokosmen (Fließrinnen) sowie im Freiland in einem Durchflusssystem, das vom Ablauf einer kommunalen Kläranlage gespeist war, statt. An den exponierten Organismen wurden sowohl populationsrelevante Endpunkte, wie Mortalität, Fruchtbarkeit oder Reproduktion, als auch Biomarker (Reaktionen von Stressproteinen und Parame-tern, die oxidativen Stress anzeigen sowie histologische Veränderungen) untersucht, die den Gesund-heitsstatus der Individuen abbilden. Quelle: Forschungsbericht
Mit Band 2 wird die Erhaltungssituation vieler Artengruppen der deutschen Meeresgebiete analysiert: 1. In der Roten Liste der Meeresfische wurde durch die erstmalige Anwendung der neu gefassten Etablierungskriterien das Artenspektrum auf knapp 100 Arten verringert. 2. Die ca. 1.250 Arten der bodenlebenden wirbellosen Tiere verteilen sich auf die Gruppen: - Schwämme (Porifera) - Nesseltiere (Cnidaria) - Weichtiere (Mollusca) - Vielborster (Polychaeta) - Wenigborster (Oligochaeta) - Igelwürmer (Echiurida) - Asseln (Isopoda) - Zehnfüssige Krebse (Decapoda) - Stachelhäuter (Echinodermata) - Seescheiden (Ascidiacea). Erstmalig aufgenommen wurden: - Seepocken (Balanomorpha) - Kumazeen (Cumacea) - Flohkrebse (Amphipoda) - Asselspinnen (Pantopoda) - Moostierchen (Bryozoa) - Schädellose (Acrania). In der Roten Liste der marinen Makroalgen finden sich rund 350 Vertreter der - Grünalgen (Chlorophyta) - Braunalgen (Phaeophyceae) - Rotalgen (Rhodophyta).
Communities and food web structures of aquatic ecosystems can be strongly affected by the establishment of alien macroinvertebrate species. In many European waters, the invasion of the Ponto-Caspian amphipod Dikerogammarus villosus has led to displacement of other macroinvertebrates. Predation by D. villosus is often assumed to be the key driver of the displacement based on results of laboratory studies, but this has not been verified in the field. Here, we report our investigation of the relevance of D. villosus predation in the River Rhine system using both stable isotope analyses of d13C and d15N, and molecular analyses of D. villosus gut contents with group-specific primers aiming at macroinvertebrate prey taxa. Stable isotope analyses of D. villosus from ten sites showed mean d15N values comparable to those of primary consumers. Overall, only approximately 1% of all tested primer/gut content combinations revealed DNA of the respective taxa. Both indicate minor importance of predation by D. villosus as a driver of the observed macroinvertebrate displacement. Conceivably, competitive strength due to opportunistic feeding, indicated by different niche widths between and a strong intraspecific variation of d13C values of D. villosus within sites of our study, is much more important for its invasion success. Quelle: http://link.springer.com
Dikerogammarus villosus, one of the most successful invaders in European river systems, is commonly regarded as a threat to native biodiversity and a main factor structuring the benthic community of invaded systems. The impact of D. villosus has been intensively studied in small-scale experiments and field observations, but its impact on natural communities on a larger scale remains unclear. Here, we investigated the benthic community structure at ten sites covering a broad range of habitats along the River Rhine (Central Europe) and its tributaries, to determine whether D. villosus is one of the main factors structuring the benthic community. Community composition was analysed using non-metric multidimensional scaling, distance-based redundancy analysis, and correlation analyses. D. villosus was one of nine relevant taxa present that altogether reflected a large part of the variation in the benthic samples, but further analyses indicated that the species might be less important for the community structure than other relevant taxa. Moreover, all nine relevant taxa together can explain only a similar amount of variation in our samples than the five relevant non-faunal environmental factors (water temperature, pH, conductivity, percentage of medium-sized gravel and macrophytes). Overall, our results suggested that rather a combination of non-faunal environmental factors than D. villosus mainly structure the benthic community composition on this larger spatial scale. © 2018 Elsevier GmbH. All rights reserved.
Als Werkzeuge für das Biomonitoring von Arzneimitteln wurden Wirkmechanismus-basierte in vitro-Assays entwickelt, durch die der Nachweis von Wirkungen zweier Arzneimittelgruppen, entzündungs-hemmender Schmerzmittel, wie Diclofenac (NSAIDs) und Beta-Blocker, wie Metoprolol. möglich ist. Hierfür wurden stabile Zelllinien entwickelt, die Wirkmechanismus-basierte sensorische und signal-gebende rekombinante Proteine exprimieren. Diese ermöglichen die schnelle Visualisierung von Fluo-reszenzsignaländerungen in den lebenden Zellen. Darauf aufbauenden Mikroplattenformat-Assays wurden für die quantitative Bestimmung von Metoprolol- und Diclofenac-Aktivität in Kläranlagenab-läufen erfolgreich eingesetzt um die Relevanz und Eignung dieser Tests zum Abbilden von Wirkungen bei Freilandrelevanten aquatischen Organismen zu zeigen, wurden parallel Wirkuntersuchungen mit Fischen (Bachforellen und deren Eier), Krebstieren (Flohkrebsen, Daphnien), Schnecken und mit im Sediment lebenden Würmern durchgeführt. Die Untersuchungen fanden (1) unter kontrollierten Laborbedingungen mit Einzelsubstanzen und binären Mischungen, (2) in aquatischen Mesokosmen (Fließrinnen) sowie im Freiland in einem Durchflusssystem, das vom Ablauf einer kommunalen Kläranlage gespeist war, statt. An den exponierten Organismen wurden sowohl populationsrelevante Endpunkte, wie Mortalität, Fruchtbarkeit oder Reproduktion, als auch Biomarker (Reaktionen von Stressproteinen und Parame-tern, die oxidativen Stress anzeigen sowie histologische Veränderungen) untersucht, die den Gesund-heitsstatus der Individuen abbilden. Quelle: Forschungsbericht
Lebensraum der benthischen Wirbellosen (Makrozoobenthos (MZB) = Makrofauna) ist der Meeresboden und die Pflanzenbestände, die den Meeresboden bewachsen. Das Makrozoobenthos lebt meist im Boden selbst (Infauna). Dabei gibt es nahezu ausschließlich Wirbellose, die im Sediment also den Weichböden siedeln, aber kaum Arten, die befähigt sind in Gestein zu bohren also im Hartsubstrat vorkommen. Viele Wirbellose leben aber nicht im sondern auf dem Meeresboden (Epifauna) und zwar sowohl auf Weich- als auch Hartböden. Viele epibenthisch lebende Wirbellose sind vagil, also frei beweglich, doch auch am Untergrund anhaftende oder verankerte und damit sessile Tiere gibt es unter ihnen. Von der Epifauna können Wirbellose, die mit Pflanzenbeständen vergesellschaftet sind, weiter spezifiziert werden. Viele verschiedene Tiergruppen besiedeln den Meeresgrund. Zu den artenreichsten und zahlenmäßig dominierenden Gruppen zählen die Borstenwürmer (Polychaeta), Flohkrebse (Amphipoda), Muscheln (Bivalvia) und Schnecken (Gastropoda). Der Sedimenttyp bestimmt, welche Tiere sich auf oder im Meeresboden ansiedeln. So sind die Weichbodengebiete (z. B. Sand, Schlick oder Kies) ohne Vegetation dominiert von Borstenwürmern und Muscheln. Gebiete mit Vegetation und Hartbodengebiete (z. B. Steine, Blöcke oder Buhnen) sind typischerweise geprägt von Epifauna, wie Flohkrebsen und anderen Krebstieren sowie Schnecken. Abb. 1: Die Ein- und Ausstromöffnungen der im Weichboden lebenden Sandklaffmuscheln (oben links), eine Wellhornschnecke auf tiefliegendem Schlickgrund (oben rechts), eine Seescheide, Meeresassel auf Seegrasblättern (unten links) und eine Ostseegarnele in mitten von Seescheiden auf einem Brauntang (unten rechts). Die bestimmenden Faktoren für die Verteilung einzelner Arten und die Zusammensetzung der Faunengemeinschaften sind Salzgehalt, Wassertiefe und, wie oben beschrieben, die Form des Untergrundes. Dabei hängen Salzgehalt und Wassertiefe eng zusammen. Eine sogenannte Sprungschicht, die sich in etwa bei 15 m Wassertiefe in den offenen Küstengewässern befindet, trennt eine obere Wasserschicht mit niedrigerem Salzgehalt und höherer Temperatur von einer tieferen Wasserschicht mit höherem Salzgehalt und niedrigerer Temperatur. Die Artenvielfalt ist höher in den salzreicheren, tiefer liegenden Meeresböden. Der überwiegende Teil der Küstengewässer liegt oberhalb der saisonalen Sprungschicht. Neben dem vertikalen gibt es auch einen horizontalen Salzgehaltsgradienten mit ca. 18 - 20 psu im westlichen und ca. 6 - 8 psu im östlichen Teil der Außenküste. Auch am Übergang zwischen den inneren und äußeren Küstengewässern ergibt sich ein Salzgehaltsgradient. In den innersten Bereichen mancher Ästuare und Bodden herrschen nahezu Süßwasserverhältnisse, wodurch Faunenelemente wie Insekten(larven), Oligochaeten (Wenigborster) oder Schnecken zum Artenspektrum hinzutreten. Innerhalb dieser Salzgehaltsgradienten ergibt sich ein Artenminimum, das bei einem Salzgehalt zwischen 5 und 8 psu liegt. Die Wirbellosen nehmen die Vermittlerrolle zwischen den Primärproduzenten, den Pflanzen, und den oberen Stufen des Nahrungsnetzes ein. Sie ist also ein wichtiger Sekundärproduzent und Nahrungsgrundlage der meisten Fische und einiger Vogelarten. Gleichzeitig ernähren sich die meisten Arten der Wirbellosen von Plankton und Detritus, einzelne auch von Großalgen oder Angiospermen. Sie bilden also einen essentiellen Teil der marinen Nahrungsnetze. Als Besonderheit der marinen Wirbellosenfauna kann angesehen werden, dass einige Arten ähnlich wie die Pflanzen einen eigenständigen Lebensraum auf der Oberfläche des Meeresbodens bilden können. Dies trifft vor allem auf die Muschelbänke, aber auch auf die Kolonien von Schwämmen oder Moostierchen. Diese epibenthischen Arten „übernehmen“ die Schutzfunktion, die Vegetationsbestände für Wirbellose haben. Entsprechend ähnlich sind sich auch die Lebensgemeinschaften, die sich innerhalb dieser Lebensräume ausbilden. Abb. 2: Strandkrabbe auf Beutefang in einer Miesmuschelbank (links) und eine Kolonie von Blättermoostierchen (rechts), die ähnliche Wuchsformen wie Rotalgen dieser Tiefenbereiche annehmen. Aktuell stehen verschiedene Verfahren zur Bewertung der benthischen Wirbellosenfauna in Nord- und Ostsee zur Verfügung: Ostsee MarBIT ( Mar ine B iotic I ndex T ool) ( MARILIM 2015 , Berg et al. 2017). Nordsee M-Ambi (M ultimetric A ZTI M arine B iotic I ndex ) ( Borja et al. 2000, Muxika et al. 2007) modifiziertes MarBIT -Verfahren für Helgoland (Boos et al. 2009)
Zinkoxid-Nanoformen in der REACH-Stoffbewertung: Umweltaspekte Zusammen mit der Bundesstelle für Chemikalien und dem Bundesinstitut für Risikobewertung führt das Umweltbundesamt (UBA) seit 2017 eine REACH-Stoffbewertung zu den registrierten Nanoformen von Zinkoxid durch. Die Auswertung der Daten zu Umweltverhalten und -wirkung der registrierten Zinkoxid-Nanoformen ist abgeschlossen. Auf Grundlage der von den Registranten vorgelegten Studien kommt das UBA zu dem Schluss, dass die getesteten Nanoformen eine vergleichbare aquatische Toxizität wie andere Zinkverbindungen haben und die harmonisierte Einstufung im Anhang VI der CLP -Verordnung als akut und chronisch gewässergefährdend der Kategorie 1 auch für die getesteten Nanoformen zutreffend ist. Es kann allerdings nicht ausgeschlossen werden, dass ein nanopartikelspezifischer Effekt zur Gesamttoxizität der getesteten Zinkoxid-Nanoformen beiträgt. Auch zeigen sich leichte Unterschiede in der Toxizität sowohl zwischen den verschiedenen Nanoformen als auch zwischen den Nanoformen und dem als Kontrolle mitgetesteten leichtlöslichen Zinkchlorid. Aus den von den Registranten vorgelegten Studien wird deutlich, dass sich die registrierten Nanoformen neben ihrer Größe und Geometrie vor allem in ihren Oberflächeneigenschaften, aber auch in ihrer Löslichkeit und Dispersionsstabilität über die Zeit unterscheiden. Im Rahmen der Stoffbewertung wurde für alle registrierten Nanoformen von Zinkoxid die Löslichkeit entsprechend des Screeningtests nach dem „Transformation/Dissolution Protokoll“ der OECD sowie die Dispersionsstabilität nach der OECD Prüfrichtlinie 318 bestimmt. Basierend auf diesen Ergebnissen wurden von den Registranten drei Nanoformen ausgewählt, für die die toxische Langzeitwirkung auf Algen und Flohkrebse anhand der OECD-Prüfrichtlinien 201 und 211 untersucht wurde. Gemäß REACH-Verordnung liegt es in der Verantwortung der Registranten, sicherzustellen, dass die vorliegenden Informationen hinreichend sind, um die Risiken aller von der Registrierung abgedeckten Formen zu bewerten. Die Prüfung der Erfüllung dieser Verpflichtung ist nicht Gegenstand der Stoffbewertung, sondern wird ggf. durch die ECHA im Rahmen einer Dossierbewertung stichprobenhaft geprüft. Zinkoxid ist ein chemischer Grundstoff, der für die Herstellung unterschiedlichster Produkte eingesetzt wird. Weltweit werden große Mengen pigmentäres und mikroskaliges Zinkoxid als Weißpigment in Wandfarben, als Additiv zur Vulkanisierung von Gummi oder als Zusatz zu Zement eingesetzt. Nanopartikuläres Zinkoxid weist auf Grundlage seiner geringen Größe und großen spezifischen Oberfläche spezielle physikalisch-chemische Eigenschaften auf. Hierzu zählen katalytische, optische und elektronische Eigenschaften. Diese Eigenschaften eröffnen zusätzliche Einsatzmöglichkeiten für Zinkoxid, wie z.B. als UV-Filter in Sonnenschutzmitteln, in Textilien, in Klarlacken oder für transparenten Kunststoffe. Die Stoffbewertung ist ein Instrument der REACH-Verordnung, anhand dessen die zuständigen Behörden der EU-Mitgliedstaaten klären, ob sich aus der Herstellung oder Verwendung eines in der EU registrierten Stoffes ein Risiko für die menschliche Gesundheit und/oder die Umwelt ergibt. Zur Bewertung des Stoffrisikos werden sowohl die Daten, die bei der Registrierung des Stoffes zur Verfügung gestellt wurden, als auch alle weiteren verfügbaren Informationsquellen zu Rate gezogen. Sollte die vorhandene Datenlage keine eindeutige Beurteilung des Risikos ermöglichen, können die nationalen Behörden weitere Informationen von den Registranten des bewerteten Stoffes anfordern. Kann die Besorgnis nicht ausgeräumt werden oder erhärtet sich der Risikoverdacht, kann es als Konsequenz einer Stoffbewertung zu EU-weiten Risikomanagementmaßnahmen, wie z.B. Beschränkungen des Stoffes, Identifizierung als besonders besorgniserregend oder andere Maßnahmen, wie eine harmonisierte Einstufung nach CLP-Verordnung, kommen. Der Fokus der Stoffbewertung von Zinkoxid durch die deutschen Bundesoberbehörden liegt auf den im Registrierungsdossier enthaltenen Nanoformen. Unter Nanoformen eines Stoffes versteht man die Formen eines chemischen Stoffes, die der Definitionsempfehlung der EU zu Nanomaterialien entsprechen. Das UBA ist alleine für die Umweltaspekte der Stoffbewertung von Zinkoxid zuständig. Die Aspekte hinsichtlich der menschlichen Gesundheit liegen in der Verantwortung des Bundesinstitut für Risikobewertung.
Frank, D. & Schnitter, P. (Hrsg.): Pflanzen und Tiere in Sachsen-Anhalt Flohkrebse (Malacostraca: Amphipoda) Bestandssituation. Stand: August 2016 Erik Arndt & Wolfgang Kleinsteuber Einführung Flohkrebse (Amphipoda) werden zur Ordnung „Höhe- re Krebse“ (Malacostraca) gestellt, zu denen u. a. auch die Asseln, Garnelen und Zehnfußkrebse gehören. Sie fal- len durch ihren mehr oder weniger gekrümmten, seit- lich abgeplatteten Körper und die damit verbundenen charakteristischen Verhaltensweisen auf. Flohkrebse kön- nen sich sprunghaft vorwärts bewegen, kurze Strecken schwimmen und sich auf die Seite legen, um unter Steinen, Totholz oder am Gewässerboden liegenden Blättern Zu- flucht zu suchen. Morphologische Besonderheiten der Amphipoda sind die funktionelle Gliederung der Extre- mitäten in Greiforgane oder Schwimmbeine am mittleren Körperabschnitt bzw. Sprungorgane oder Schwimmbeine am Hinterkörper. Die Augen sind im Unterschied zu vie- len anderen Malacostraca nicht gestielt, sondern liegen als Facettenaugen im Kopfpanzer oder fehlen. Die mit- teleuropäischen Arten erreichen eine Größe von ca. 2 bis 30 mm. Weltweit werden dieser Gruppe derzeit etwa 10.000 Arten zugeordnet (Horton et al. 2016), aus Mitteleuropa sind etwa 200 Arten bekannt. Flohkrebse leben im Meer oder im Süßwasser, einige Arten auch semiterrestrisch, d. h. zeitweilig außerhalb des Wassers am Strand oder im Uferbereich von Flüssen unter Schwemmgut und Steinen. Einige Arten bauen Wohnröhren im weichen Untergrund, auf festen Unter- lagen oder an Wasserpflanzen. Amphipoda ernähren sich überwiegend von Detritus, Algen sowie Kleintieren und sind in unseren Bächen wichtige Falllaubzerkleine- rer. Trotz ihrer geringen Artenzahl erreichen Flohkreb- se durch die Ausbildung einer oft hohen Individuen- dichte einen großen Anteil an der Biomasse des Makro- zoobenthos unserer Gewässer und bilden eine bedeu- tende Nahrungsgrundlage für Fische und Wasservögel. Zudem spielen sie eine wichtige Rolle als Indikatororga- nismen bei der Fließgewässer- und Grundwasserbewer- tung (z. B. Ermittlung des Saprobienindexes als Maß für die Belastung des Wassers mit biologisch abbaubaren Substanzen). der Gewässerüberwachung durchgeführt. Damit liegt ein guter aber erst teilweise publizierter Überblick zur Be- siedlung und Ausbreitungsdynamik der Fließgewässer- Amphipoda vor (z. B. Fiedler et al. 2009). Daneben gibt es zahlreiche zeitlich und regional begrenzte Untersu- chungen im Rahmen von Forschungsprojekten oder Genehmigungsverfahren, bei welchen Makrozoobenthos erfasst wurde und auch Daten zu den Amphipoda anfie- len. Bisher erfolgte jedoch weder eine Zusammenführung dieser weit verstreuten Daten in einer Datenbank noch eine landesweite faunistische Auswertung der Daten zu Flohkrebsen. Seit einigen Jahren finden innerhalb des Gewässermonitorings auch Makrozoobenthos-Untersu- chungen in ausgewählten Standgewässern Sachsen-An- halts statt, deren Auswertung in Bezug auf vorkommen- de Amphipoda allerdings noch aussteht. Im Grundwasser werden im Auftrag des LHW seit 2008 an zahlreichen Messstellen landesweit faunistische Untersuchungen durchgeführt. Zehn Messstellen (in Lockergesteins- und Kluftleitern) wurden in ein grund- wasserfaunistisches Dauermonitoring-Programm über- nommen (Matzke et al. 2009, 2012). Aktuell wurde die Fauna ausgewählter Harzquellen untersucht (Schind- ler et al. 2016), sodass insgesamt auch für diese Lebens- räume erste Datengrundlagen vorhanden sind, ohne dass schon detaillierte Aussagen zur Bestandssituation oder -entwicklung einzelner Arten getroffen werden können. Eine weitere Schwierigkeit bei der Einschätzung der gegenwärtigen Bestandssituation der Amphipoda ergibt sich aus der hohen Besiedlungs- und Ausbreitungsdy- namik ursprünglich gebietsfremder Spezies. Die Mehr- zahl der Flohkrebsarten in Oberflächengewässern Bearbeitungsstand, Datengrundlagen Die Datengrundlagen und der Bearbeitungsstand der Amphipoda-Arten sind in Sachsen-Anhalt sehr hetero- gen. In den Fließgewässern werden durch den Landesbe- trieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft (LHW) bzw. seine Vorgängereinrichtungen seit den 1990er Jah- ren regelmäßige biologische Untersuchungen im Rahmen Gammarus roeselii ist eine der drei einheimischen Flohkrebs- arten Sachsen-Anhalts, die in Fließgewässern vorkommen. Foto: M. Maňas. 583 Deutschlands wird inzwischen von Neozoa gestellt. Aus Sachsen-Anhalt sind nach Wagler (1937) mit Cryptor- chestia cavimana und wahrscheinlich Chelicorophium curvispinum (Fundortangaben: Elbe, Havel) nur zwei der inzwischen zehn nachgewiesenen neozoischen Floh- krebse schon seit etwa 80 Jahren bekannt. Gammarus tigrinus, Dikerogammarus villosus und Pontogammarus robustoides wurden in den 1990er Jahren erstmalig ge- funden, während die Neufunde der restlichen sechs Ar- ten im Zeitraum von 2003 bis 2012 erfolgten. Aus den vorstehend dargelegten Gründen kann die ta- bellarische Übersicht zunächst nur eine aktuelle Check- liste der Amphipoda Sachsen-Anhalts sein. Weiterfüh- rende Analysen – vor allem der Bestandsentwicklung – müssen zunächst offen bleiben. Bestandssituation, Bestandsentwicklung In Sachsen-Anhalt wurden 20 Amphipoda-Arten nach- gewiesen. Sieben Arten sind der Grundwasser-Fauna zuzurechnen (Schminke 2007). Sie leben in Grundwas- serleitern sowie Höhlengewässern und werden häufig in Brunnen gefunden. Manche dieser Grundwasserar- ten fängt man jedoch gelegentlich auch bei Makrozoo- benthos-Untersuchungen. Vermutlich werden sie in Quellbereichen aus dem Grundwasser ausgespült und gelangen so in die Oberflächengewässer. Von den 13 bekannten Arten der Oberflächengewässer sind nur drei Arten indigen! Die häufigste einheimische Art ist Gammarus pulex. Sie kommt in Sachsen-Anhalt in weiten Teilen des Tief- und Hügellandes aber auch im Harzer Bergland vor. Gammarus roeselii ist eben- falls weit verbreitet, tritt dabei bevorzugt in größe- ren Bächen sowie in Flüssen auf, wird jedoch sowohl in geringerer Abundanz als auch an einer geringeren Anzahl von Fundorten nachgewiesen. Gammarus fos- sarum bevorzugt kühlere Fließgewässerabschnitte und ist damit eine Charakterart des Mittelgebirgsraums (Eggers & Martens 2001). Die Art ist im niedersäch- sischen Harz verbreitet (Langheinrich et al. 2002) und wurde inzwischen auch in einigen Quellen des sach- sen-anhaltischen Teils nachgewiesen (Schindler et al. 2016). Nach unserer Recherche fehlen bisher sichere Funde aus Fließgewässern im Ostharz. Jedoch sind iso- lierte, stabile Vorkommen von G. fossarum in einzel- nen Bächen des Flämings und der Dübener Heide, die direkt in die Elbe entwässern, bekannt (Hohmann mündl. Mitt.). Der Großteil der Arten in den Oberflächengewässern (77 %) ist gebietsfremd und damit erst in der jüngeren Vergangenheit direkt oder indirekt durch menschliche Aktivitäten nach Sachsen-Anhalt gelangt. Bei der Ein- wanderung dieser Neozoen spielen Schifffahrtskanäle, die wie der Main-Donau-Kanal und der Mittellandkanal unterschiedliche Flusseinzugsgebiete verbinden und so- 584 mit natürliche Verbreitungsgrenzen überbrücken, eine herausragende Rolle. Außerdem ist der Klimawandel ein Klimawandel ein wichtiger Faktor, denn die Temperatur der Oberflächengewässer stieg in den letzten 30 Jahren messbar an und viele neozoische Flohkrebse kommen aus wärmeren Regionen in Südeuropa. Als Vektoren für die Fernausbreitung werden ferner Ballastwasser von Schiffen und der Transport in Motorbooten (z. B. in Ansaugpumpen) diskutiert (Arndt et al. 2009, Bij de Vaate et al. 2002, Fiedler et al. 2009, Gollasch et al. 2002; Tittizer et al. 2000). Bei der Etablierung ge- bietsfremder Amphipoden sind stoffliche Belastungen sowie morphologische Beeinträchtigungen der großen Flüsse nicht zu unterschätzen. Erhöhte Salzgehalte auf- grund industrieller Einleitungen verschaffen speziell aus Brackwasserbereichen stammenden Neozoa ebenso Vorteile gegenüber der heimischen Fauna wie die zur Sicherung der Bundeswasserstraßen erfolgenden mo- notonen Steinschüttungen an den Ufern, in denen eini- ge Arten zur Massenvermehrung neigen. Mit den Gattungen Dikerogammarus, Echinogamma- rus, Pontogammarus, Obesogammarus, Chelicorophium und Cryptorchestia kommt die Mehrzahl der neozo- ischen Flohkrebse aus dem ponto-kaspischen Raum (Südosteuropa). Der typische Einwanderungsweg nach Sachsen-Anhalt verläuft über die Donau, den Main- Donau-Kanal, Rhein und Mittellandkanal bis zur Elbe (Tittizer et al. 2000). Daneben existiert ein zweiter Einwanderungskorridor von Osten über das Oder- Haff, Havelgewässer und den Elbe-Havel-Kanal in die Elbe, wie Eggers & Anlauf (2005) am Beispiel von Obesogammarus crassus nachwiesen. Einige der bisher bekannten Arten sind als ökologisch problematisch einzustufen. Chelicorophium curvispinum erreicht teil- weise sehr hohe Besiedlungsdichten. Im Rhein wurden Dichten bis zu 750.000 Individuen pro Quadratmeter ermittelt (van den Brink 1993) und im vergangenen Jahrzehnt wurden auch Massenvorkommen auf den Steinschüttungen im Unterlauf der Saale beobachtet (Fiedler et al. 2009). Die Art überzieht Steine flächen- deckend mit ihren Wohnröhren und verursacht da- durch den Rückgang von Hartsubstratbesiedlern wie Schwämmen, Moostierchen, Schnecken, Egeln und Stru- delwürmern, deren potenzielle Aufenthalts-, Nahrungs- und Fortpflanzungsräume durch Chelicorophium cur- vispinum verloren gehen. Dikerogammarus villosus ist in der Lage, heimische Gammarus-Arten sowie andere neozoische Flohkrebse zu verdrängen (Dick & Platvoet 2000, Kinzler & Mai- er 2003). Diese Beobachtung konnte für den Unterlauf der Saale bestätigt werden, wo die Etablierung des großen und robusten Allesfressers zu starken Veränderungen in der Zusammensetzung des Makrozoobenthos führte. Chelicorophium curvispinum und Gammarus tigrinus wurden durch D. villosus stark dezimiert (Fiedler et al. Flohkrebse (Malacostraca: Amphipoda) 2009). Trotzdem erholten sich die Bestände verschiede- ner Schneckenarten, Strudelwürmer und Egel, die zuvor durch die Wohnröhren von Chelicorophium curvispi- num zurückgedrängt wurden, nicht. Vermutlich kön- nen sich diese Eier bzw. Kokons ablegenden Arten nicht mehr ausreichend reproduzieren, da ihre Gelege von Dikerogammarus villosus gefressen werden. Heute ist D. villosus im Unterlauf der Saale und in der Mittelelbe die häufigste Flohkrebsart. Unter den neozoischen Flohkrebsen stellt der aus Nordamerika stammende Gammarus tigrinus hinsicht- lich seiner Ökologie und Einwanderungswege eine Ausnahme dar. Die auch als Tigerflohkrebs bezeichne- te Art ist euryhalin und verträgt starke Schwankungen des Salzgehalts. Sie wurde 1957 im Gebiet der Werra ausgesetzt und bildete in dem stark versalzten Fluss innerhalb kurzer Zeit extrem hohe Bestände (Schmitz 1960). Im Jahr 1976 erfolgte die Aussetzung der Art in der Elbe (Eggers & Martens 2001), seit den 1980er Jahren verbreitete sie sich in weiten Teilen West- und Norddeutschlands, wanderte Anfang der 1990er Jahre in der Elbe flussaufwärts und wurde 1997 erstmalig in der Saale nachgewiesen (Fiedler et al. 2009). Aktuell kommt G. tigrinus in Elbe, Havel, Saale sowie in einigen ihrer Zuflüsse vor. In jüngerer Vergangenheit haben Obesogammarus crassus (Eggers & Anlauf 2005: Elbe bei Wittenberge; LHW 2014: Mittellandkanal), Dikerogammarus haemo- baphes (Eggers & Anlauf 2005; LHW: seit 2006) und Echinogammarus trichiatus (LHW: 2009 im Mittelland- kanal bei Elbeu sowie ab 2010 in der Elbe) Sachsen- Anhalt erreicht. Echinogammarus trichiatus wurde zu- vor im Stichkanal Salzgitter, einem Teil des östlichen Mittellandkanals in Niedersachsen (Eggers 2005) sowie in der brandenburgischen Havel (Müller & Eggers 2006) nachgewiesen, sodass er zu dieser Zeit wahr- scheinlich auch schon in Sachsen-Anhalt vorkam. Dass in den nächsten Jahren mit dem Einwandern weiterer gebietsfremder Arten in das Bundesland zu rechnen ist, zeigt der aktuelle Erstnachweis von Echinogammarus ischnus (seit 2012 in der Elbe). Im norddeutschen Raum hat sich z. B. Crangonyx pseudogracilis (Gerdes & Eggers 2007) bereits etabliert. Die beschriebenen Flohkrebse bewohnen primär Fließgewässer. Gammarus tigrinus, Pontogammarus ro- bustoides und Obesogammarus crassus sind jedoch auch in der Lage, sich in Seen und Teichen anzusiedeln (Arbaciauskas 2002, Schmitz 1960). Die bei uns hei- mischen Gammarus roeselii, G. pulex und Niphargus spec. sowie die neozoischen Chelicorophium curvispinum und Dikerogammarus villosus treten in Sachsen-Anhalt auch in Tagebauseen auf, die mit Fremdwasser geflutet wur- den (Arndt et al., unveröffentlichte Daten aus den Jah- ren 2005–2009 von den Tagebauseen Geiseltal und Mer- seburg-Ost). Hier sollte weiter verfolgt werden, ob sich diese offensichtlich eingespülten Arten in ihrem neuen Lebensraum etablieren können und welche Auswirkun- gen dabei ggf. auf das weitere Makrozoobenthos ent- stehen. Der semiterrestrisch lebende Flohkrebs Cryptorchestia cavimana wird bei Makrozoobenthos-Untersuchungen kaum erfasst. Die in Saale und Unstrut bei Fiedler et al. (2009) angegebene Verbreitung kann durch aktuelle Beobachtungen (2015/2016 Kleinsteuber) bestätigt werden. Über das Vorkommen in der Elbe oder ih- ren Zuflüssen Havel und Mulde liegen keine aktuellen Beobachtungen vor. Danksagung Wir danken Annette Westermann und Dr. Jürgen Bäthe herzlich für die Möglichkeit, mit ihren außerge- wöhnlichen Fotos das Artkapitel anschaulich zu machen. Frau Westermann danken wir außerdem für Informatio- nen zu den Höhlenflohkrebsen im Umfeld des Harzes. Gleichermaßen bedanken wir uns bei Martina Jährling, Peggy Lommatzsch, Dr. Mathias Hohmann und Dr. Ralph Metzger für die Möglichkeit der Nutzung ihrer im Rahmen des Fließgewässer-Monitorings des Landes- betriebes für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt erhobenen Amphipoda-Daten. Ein besonderer Dank gilt den ehemaligen Studieren- den der Hochschule Anhalt, die im Rahmen verschie- dener Projekte Makrozoobenthos-Daten unter erheb- lichem Zeitaufwand und häufig auch schwierigen Vor- Ort-Bedingungen in Tagebauen erhoben und in ihren Projekt- oder Abschlussarbeiten dokumentiert haben: Stephan Fiedler, Erik Grafenhorst, Kamilla Kubaczynski, Fanziska Döll, Lisa Birkigt, Thomas Glinka, Christopher Kunze und Torsten Ruf. Der aus Südosteuropa kommende Dikerogammarus villosus ist in zahlreichen großen Flüssen Deutschlands, darunter in der Elbe und unteren Saale die dominierende Flohkrebsart. Mit bis zu 30 mm Körperlänge wird er deutlich größer als unsere einheimischen Arten. Foto: J. Bäthe. 585
Ein Kompendium der Biodiversität (2016) Herausgegeben vom Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt durch Dieter Frank und Peer Schnitter; ISBN 978-3-942062-17-6 Bezug beim Verlag Natur und Text GmbH unter http://www.naturundtext.de/shop/ Nutzungsrechte der Dateien und Fotos: Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt Die nachfolgenden PDF-Dateien sind nicht barrierefrei. Inhalt (53 KB) Gesamtdatei des Buches (47,4 MB) Eine komprimierte Datei des Buches steht nachfolgend als Blätterkatalog zur Verfügung. (12,9 MB) Algen (Cyanobacteria et Phycophyta) (766 KB) Armleuchteralgen (Characeae) (395 KB) Flechten (Lichenes) und flechtenbewohnende (lichenicole) Pilze (854 KB) Moose (Anthocerotophyta, Marchantiophyta, Bryophyta) (738 KB) Gefäßpflanzen (Tracheophyta: Lycopodiophytina, Pteridophytina, Spermatophytina) (2,3 MB) Schleimpilze (Myxomycetes) (533 KB) Großpilze (Ascomycota p..p., Basidiomycota p..p.) (1,8 MB) Phytoparasitische Kleinpilze (Ascomycota p..p., Basidiomycota p..p., Blastocladiomycota p..p., Chytri-diomycota p..p., Oomycota p..p., Cercozoa p..p.) (1,2 MB) Süßwassermedusen (Hydrozoa: Craspedacusta) (384 KB) Rundmäuler (Cyclostomata) und Fische (Pisces) (477 KB) Lurche (Amphibia) (413 KB) Kriechtiere (Reptilia) (424 KB) Vögel (Aves) (614 KB) Säugetiere (Mammalia) (542 KB) Egel (Hirudinea) (379 KB) Regenwürmer (Lumbricidae) (443 KB) Weichtiere (Mollusca) (503 KB) Kiemenfüßer (Anostraca) und ausgewählter Gruppen der Blattfüßer (Phyllopoda) (403 KB) Asseln (Isopoda) (384 KB) Flohkrebse (Malacostraca: Amphipoda) (443 KB) Zehnfüßige Krebse (Decapoda: Atyidae, Astacidae, Grapsidae) (388 KB) Tausendfüßer (Myriapoda: Diplopoda, Chilopoda) (483 KB) Weberknechte (Arachnida: Opiliones) (457 KB) Webspinnen (Arachnida: Araneae) (548 KB) Springschwänze (Collembola) (422 KB) Eintagsfliegen (Ephemeroptera) (496 KB) Libellen (Odonata) (545 KB) Steinfliegen (Plecoptera) (437 KB) Ohrwürmer (Dermaptera) (355 KB) Fangschrecken (Mantodea) und Schaben (Blattoptera) (361 KB) Heuschrecken (Orthoptera) (462 KB) Zikaden (Auchenorrhyncha) (474 KB) Wanzen (Heteroptera) (692 KB) Netzflügler i. w. S. (Neuropterida) (372 KB) Wasserbewohnende Käfer (Coleoptera aquatica) (533 KB) Sandlaufkäfer und Laufkäfer (Coleoptera: Cicindelidae et Carabidae) (655 KB) Nestkäfer (Coleoptera: Cholevidae) (373 KB) Pelzflohkäfer (Coleoptera: Leptinidae) (352 KB) Aaskäfer (Coleoptera: Silphidae) (395 KB) Kurzflügler (Coleoptera: Staphylinidae) (660 KB) Schröter (Coleoptera: Lucanidae) (413 KB) Erdkäfer, Mistkäfer und Blatthornkäfer (Coleoptera: Scarabaeoidea: Trogidae, Geotrupidae, Scarabaeidae) (462 KB) Prachtkäfer (Coleoptera: Buprestidae) (453 KB) Weichkäfer (Coleoptera: Cantharoidea: Drilidae, Lampyridae, Lycidae, Omalisidae) (404 KB) Buntkäfer (Coleoptera: Cleridae) (392 KB) Zipfelkäfer (Coleoptera: Malachiidae), Wollhaarkäfer (Coleoptera: Melyridae) und Doppelzahnwollhaarkäfer (Coleoptera: Phloiophilidae) (391 KB) Rindenglanzkäfer (Coleoptera: Monotomidae) (380 KB) Glattkäfer (Coleoptera: Phalacridae) (377 KB) Marienkäfer (Coleoptera: Coccinellidae) (420 KB) Ölkäfer (Coleoptera: Meloidae) (502 KB) Bockkäfer (Coleoptera: Cerambycidae) (529 KB) Blattkäfer (Coleoptera: Megalopodidae, Orsodacnidae et Chrysomelidae excl. Bruchinae) (464 KB) Breitmaulrüssler (Coleoptera: Anthribidae) (362 KB) Rüsselkäfer (Coleoptera: Curculionoidae) (557 KB) Wespen (Hymenoptera: Aculeata) (552 KB) Bienen (Hymenoptera: Aculeata: Apiformes) (576 KB) Köcherfliegen (Trichoptera) (455 KB) Schmetterlinge (Lepidoptera) (1,3 MB) Schnabelfliegen (Mecoptera) (347 KB) Flöhe (Siphonaptera) (426 KB) Stechmücken (Diptera: Culicidae) (439 KB) Kriebelmücken (Diptera: Simuliidae) (380 KB) Kammschnaken (Diptera: Tipulidae, Ctenophorinae) (355 KB) Raubfliegen (Diptera: Asilidae) (367 KB) Wollschweber (Diptera: Bombyliidae) (386 KB) Langbeinfliegen (Diptera: Dolichopodidae) (496 KB) Waffenfliegen (Diptera: Stratiomyidae) (381 KB) Ibisfliegen (Diptera: Athericidae) (341 KB) Bremsen (Diptera: Tabanidae) (411 KB) Stinkfliegen (Diptera: Coenomyidae) (345 KB) Schwebfliegen (Diptera: Syrphidae) (490 KB) Dickkopffliegen (Diptera: Conopidae) (374 KB) Stelzfliegen (Diptera: Micropezidae) (356 KB) Uferfliegen (Diptera: Ephydridae) (372 KB) Halmfliegen (Diptera: Chloropidae) (406 KB) Raupenfliegen (Diptera: Tachinidae) (477 KB) Fledermausfliegen (Diptera: Nycteribiidae) (405 KB) Lausfliegen (Diptera: Hippoboscidae) (474 KB) Letzte Aktualisierung: 24.11.2022
| Origin | Count |
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