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Seen Biologische Qualitätskomponenten Phytoplankton Bewertung ökologischer Zustand

Für die Bewertung mit Phytoplankton werden immer ganze Jahrgänge betrachtet. Es wird mit mindestens sechs Probenahmen ein Jahresgeschehen meist von März bis Oktober oder November bewertet. Die Bewertung erfolgt auf drei Ebenen der Bestimmungstiefe der Algen: Metric Biomasse: anhand Gesamtbiomasse Metric Algenklassen: anhand der Zusammensetzung der Algenklassen Metric Phytoplankton-Taxa-Seen-Index (PTSI): anhand Zusammensetzung der Arten Die abschließende Bewertung eines Jahrgangs, der Phyto-See-Index (kurz PSI) wird durch eine gewichtete Mittelung der drei Teilmetrics errechnet. Der PSI nimmt Werte von 0,5 bis 5,5 ein und wird gemäß Tabelle 1 den fünf ökologischen Zustandsklassen der WRRL zugeordnet. Die Teilmetric-Ergebnisse werden ebenfalls im Wertebereich von 0,5 bis 5,5 ausgegeben, so dass auf jeder Ebene der Bewertung eine Beurteilung der ökologischen Qualität nach der Tabelle 1 möglich ist. Metric bedeutet generell Maßzahl oder - im hier vorliegenden Zusammenhang - Bewertungszahl Tab. 1: Mögliche Wertebereiche der Bewertungsergebnisse und ökologische Zustandsklasse. Wertebereich der Metrics und des PhytoSee-Index Ökologische Zustandsklasse 0,50 – 1,50 1 = sehr gut 1,51 – 2,50 2 = gut 2,51 – 3,50 3 = mäßig 3,51 – 4,50 4 = unbefriedigend 4,51 – 5,50 5 = schlecht Sowohl der Biomasse- als auch der Algenklassen-Metric besitzen weitere "Bewertungskriterien". Die gesamte PSI-Berechnung wird in dem Microsoft-Access-basierten Auswerteprogramm " PhytoSee " oder in dem Tool " PhytoSee Online " automatisiert durchgeführt. Der Biomasse-Metric besteht aus drei Teilmetrics: Biovolumen-Saisonmittel Chlorophyll-a-Saisonmittel Chlorophyll-a-Maximum Das Chlorophyll-a-Maximum in der Saison (= Vegetationsperiode = März/April – Oktober/November) sollte mindestens 1,25mal größer sein als das Saisonmittel. Liegt es darunter wird es nicht als Maximum angesehen und der Teilmetric entfällt. Für die Biomasse-Kenngrößen stehen für jeden Phytoplanktontyp Bewertungsformeln zur Verfügung (s. Tabelle 2). Tab. 2: Bewertungsformeln zur Berechnung der Teilmetric-Ergebnisse der Biomasse-Parameter am Beispiel des Phytoplankton-Seetyps 7. Phytoplankton-Seetyp Biomasse-Teilmetrics Bewertungsfunktion y = Bewertungszahl von 0,5-5,5 x = Wert des jeweiligen Teilmetrics 7 BV-Saisonmittel [mm 3 /l] y = 1,6793 * ln (x) + 1,9635 Chlorophyll-a-Saisonmittel [µg/l] y = 1,7271 * ln (x) - 0,4071 Chlorophyll-a-Maximum [µg/l] y = 1,5366 * ln (x) - 1,1267 Der arithmetische Mittelwert der Teilergebnisse ergibt das Gesamtergebnis im Biomassemetric. Für den Algenklassen-Metric wurde für jeden Seetyp bzw. jede Seetypgruppe eine eigene Kombination aus Algenklassen ausgewählt. Es kamen nur diejenigen Algenklassen zum Zug, die eine Zunahme der Trophie zuverlässig anzeigen. So sind z. B. die Chlorophyceae in den calciumarmen Mittelgebirgsseen nicht geeignet, die Trophie anzuzeigen und bleiben dort unberücksichtigt. In den calciumreichen Seen sind sie dagegen meist geeignet (s. Tabelle 3). Der See wird umso schlechter bewertet, je höher deren Biomasse im Saisonmittel ansteigt. Die Cyanobakterien sind in allen Seetypen indikativ und werden oft oberhalb eines Biovolumen-Schwellenwertes zur Bewertung herangezogen. Für jeden Phytoplanktontyp-Seetyp kommen zwischen zwei und vier z.T. kombinierte Teilmetrics zur Anwendung (s. Tabelle 3). Tab. 3: Verwendung von Trophie-anzeigenden Algenklassen oder Algenklassen-Kombinationen in den Phytoplankton-Seetypen bzw. Seetyp-Gruppen. Saison = Vegetationsperiode (März/April – Oktober/November). Ökoregion Alpen & Alpenvorland Zentrales Mittelgebirge Norddeutsches Tiefland Phytoplankton- Seetyp-Gruppe Algenklasse oder Algenklassen-Kombination 1 2 3 4 5 7 6.1 6.2 6.3 8 9 10.1 10.2 13 11.1 11.2 14 Kenngröße: Biovolumen-Mittelwert in der Saison (Sais) oder von Juli-Oktober (JO) Bacillario- & Chlorophyceae Sais Chloro- & Cryptophyceae JO Sais Chloro- & Euglenophyceae Sais Chlorophyceae Sais Sais Bacillario- & Cryptophyceae Sais Sais Cryptophyceae Sais Sais Sais Cryptophyceae & Cyanobacteria Sais Sais Sais Cyanobacteria Sais Sais Sais Dinophyceae & Cyanobacteria JO Kenngröße: Prozentualer Anteil der Algenklasse am Gesamtbiovolumen im Saisonmittel (Sais) Chryso- & Dinophyceae Sais Sais Chrysophyceae Sais Sais Dinophyceae Sais In der Regel sind die Biovolumen-Saisonmittel der jeweiligen Algenklasse für die Metric-Berechnung am besten geeignet. Für manche Typen wird jedoch mit der Dominanz (relatives Biovolumen) oder mit dem Biovolumen-Sommermittel (Juli bis Oktober) ein besser korrelierendes Ergebnis erzielt. Z. B. sind bei den Chrysophyceen und Dinophyceen oftmals die Dominanzen indikativer (s. Tabelle 3) und nehmen mit zunehmender Degradation des Gewässers ab. Für die Kenngrößen Saison- und Sommermittelwert stehen für jede Algenklasse und jeden Seetyp Bewertungsformeln zur Verfügung (s. Tabelle 4). Tab. 4: Bewertungsformeln zur Berechnung der Teilergebnisse im Algenklassenmetric am Beispiel des Phytoplankton-Seetyps 7. Phytoplankton-Seetyp Algenklassen-Teilmetrics Bewertungsfunktion y = Bewertungszahl von 0,5-5,5 x = Wert des jeweiligen Teilmetrics 7 Chrysophyceae Saison (%), Dominanz > 0,6% y = -1,126 * ln (x) + 3,9802 Cryptophyceae Saison [mm³/l] y = 1,5399 * ln (x) + 5,5609 Chlorophyceae Saison [mm³/l] y = 1,009 * ln (x) + 5,5761 Cyanophyceae Saison [mm³/l], BV > 0,3 mm³/l y = 0,9915 * ln (x) + 3,589 Die Trophie-Bewertung von Seen auf Basis von Indikatortaxa mit dem PTSI erfolgt in zwei Schritten : Das Indexergebnis wird in der Skala des Trophieindex nach LAWA (LAWA 2014) angegeben und liegt in der Regel zwischen 0,5 (= oligotroph) und 5 (= hypertroph) (s. Tabelle 5). In der Ausgabe "Gesamtbewertung" des PhytoSee-Auswertetools wird der Klassifikations-PTSI im hinteren Teil der Tabelle ebenfalls ausgegeben, der Spaltenkopf heißt "PTSI_Jahreswert". Tab. 5: Ermittlung des trophischen Status eines Sees anhand des PTSI. Wertebereiche und Status entsprechend der LAWA-Trophieklassifizierung. PTSI (Skala wie LAWA-Index) Trophieklasse Kurzbezeichnung Trophieklasse 0,5-1,5 oligotroph oligo > 1,5 – 2,0 mesotroph 1 meso1 > 2,0 – 2,5 mesotroph 2 meso2 > 2,5 – 3,0 eutroph 1 eu1 > 3,0 – 3,5 eutroph 2 eu2 > 3,5 – 4,0 polytroph 1 poly1 > 4,0 – 4,5 polytroph 2 poly2 > 4,5 hypertroph hyper Der PTSI wird mit einer gewichteten Mittelwertberechnung ermittelt. Für jeden Probenbefund wird ein PTSI errechnet. Es gehen folgende Größen ein: TAW i = Trophieankerwert des Indikatortaxons i BV-Klasse i = Biovolumenklasse des Indikatortaxons i Stenökiefaktor i = Stenökiefaktor des Indikatortaxons i Der Trophieankerwert ist eine Verrechnungsgröße, in die der Verbreitungsschwerpunkt im Trophiespektrum eingeht. Der Stenökiefaktor gibt an, wie eng die Bindung des Taxons an den Trophieschwerpunkt ist. Er ist ein Maß für die Indikatorqualität, kann Werte zwischen 1 und 4 annehmen und ist umso höher, je zuverlässiger das Taxon die Trophie anzeigt. Die Einrechnung der Biovolumenklasse (Tabelle 6) berücksichtigt die "Häufigkeit" des Taxons in der Probe. Tab. 6: Zuordnung der Taxonbiovolumina in der Probe zu den Biovolumenklassen. Biovolumen (mm³/l) Biovolumen-Klasse Biovolumen (mm³/l) Biovolumen-Klasse ≤ 0,0001 1 > 1-5 6 > 0,0001-0,001 2 > 5-25 7 > 0,001-0,01 3 > 25-300 8 > 0,01-0,1 4 > 300 9 > 0,1-1 5 Für die deutschen Phytoplanktontypen existieren insgesamt sechs Indikatorlisten, welche für die jeweiligen Seetypgruppen eingesetzt werden (s. Tabelle 7). Tab. 7: Phytoplankton-Indikatorlisten für die Phytoplanktontyp-Gruppen in den Ökoregionen. HTL = Harmonisierte Taxaliste, AWB = künstliche Wasserkörper, HMWB = erheblich veränderte Wasserkörper. Phytoplankton- Seetypen Indikatorliste für Anzahl der Indikator­taxa Anzahl der "angesprochenen" Taxon-IDs in HTL Kurzbe­zeichnung der Liste 1 bis 4 Alpen- und Alpenvorlandseen inkl. AWB/HMWB 144 203 AVA 5 bis 9 Mittelgebirgsseen inkl. AWB/HMWB 117 160 MG 10.1, 10.2, 13 natürliche, geschichtete Seen des Norddeutschen Tieflands 115 173 TL_gesch 11.1, 11.2, 12, 14 natürliche, polymiktische Seen des Norddeutschen Tieflands 111 193 TL_poly 10.1k 10.2k 13k geschichtete AWB, HMWB und Sondertypen des Norddeutschen Tieflands und der Niederungen großer Flüsse und Ströme, z. B. Oberrhein und Elbe 158 217 TgeschAWB 11.1k, 11.2k 12k, 14k polymiktische AWB, HMWB und Sondertypen des Norddeutschen Tieflands und der Niederungen großer Flüsse und Ströme z. B. Oberrhein und Elbe 113 162 TpolyAWB Jede Liste enthält zwischen 110 und 160 Indikatortaxa. Ist das Indikatortaxon eine Gattung, so werden alle in der HTL aufgeführten Arten der Gattung in die PTSI-Berechnung eingeschlossen. So wurden z. B. in der Mittelgebirgsliste 117 Indikatortaxa gefunden. Die Anzahl der in der HTL enthaltenen Taxa liegt bei 160 (s. Tabelle 7). Jede Liste enthält zwischen 110 und 160 Indikatortaxa. Ist das Indikatortaxon eine Gattung, so werden alle in der HTL aufgeführten Arten der Gattung in die PTSI-Berechnung eingeschlossen. So wurden z. B. in der Mittelgebirgsliste 117 Indikatortaxa gefunden. Die Anzahl der in der HTL enthaltenen Taxa liegt bei 160 (s. Tabelle 8). Tab. 8: Auszug aus der Indikatorliste für Mittelgebirgsseen (MG). TAW = Trophieankerwert (Verrechnungsgröße im Index PTSI). Liste HTL-ID Algenklasse Indikatortaxon Stenökie­faktor TAW MG 168 Conjugatophyceae Closterium limneticum 1 4,9 MG 179 Chlorophyceae Coelastrum astroideum 2 3,3 MG 184 Chlorophyceae Coelastrum reticulatum 1 3,2 MG 216 Chlorophyceae Crucigeniella pulchra 2 0,9 MG 227 Cryptophyceae Cryptomonas reflexa 1 2,5 MG 1260 Bacillariophyceae Cyclostephanos delicatus 2 5,5 MG 247 Bacillariophyceae Cyclostephanos dubius 1 2,9 MG 248 Bacillariophyceae Cyclostephanos invisitatus 1 2,9 MG 252 Bacillariophyceae Cyclotella comensis 2 1,3 MG 254 Bacillariophyceae Cyclotella cyclopuncta 1 1,4 MG 260 Bacillariophyceae Cyclotella meneghiniana 2 4,3 Alle Indikatorlisten des PTSI sind im " Handbuch Phyto-See-Index " enthalten und stehen hier als Exceldatei oder in der Ausgabe des Online-Tools als Exceldatei zur Verfügung. Der PTSI-Jahreswert ist der Mittelwert aller PTSI-Probenwerte. Die Bildung eines Saisonmittelwertes ist im Normalfall nicht notwendig. Das Zwischenergebnis PTSI pro Probe kann für die Interpretation der Bewertungsergebnisse eine Hilfe sein. Die Grenze einer sicheren Trophie-Indikation mit dem PTSI liegt bei mindestens vier Indikatortaxa pro Probe im Jahresmittel. Das Metric-Ergebnis des PTSI wird unter Berücksichtigung des seetypspezifischen trophischen Referenzwerts (Einheiten des LAWA-Index) berechnet. Die Abweichung des PTSI von der Referenzsituation wird in eine Bewertungszahl zwischen 0,5 und 5,5 umgerechnet. Diese gibt die ökologische Qualität an und es können die ökologischen Zustandsklassen der WRRL von 1 bis 5 zugeordnet werden. Der Metric PTSI wird mit folgender Formel aus der PTSI-Trophieklassifikation berechnet: Metric PTSI = 0,5 + (PTSI-Jahreswert – trophischer Referenzwert) * 2 Die trophischen Referenzwerte sowie die Verankerung der ökologischen Zustandsklassen in der Skala des LAWA-Index sind je nach Phytoplanktontyp unterschiedlich festgelegt und in der Tabelle 9 enthalten. Tab. 9: Trophische Referenzwerte für die Phytoplankton-Seetypen in der Skala des LAWA-Trophie-Index und Lage der ökologischen Zustandsklassen im LAWA-Trophiesystem. Phyto­plankton- Seetyp trophischer Referenzwert trophischer Referenz­ zustand Obergrenze sehr gut/ gut gut/ mäßig mäßig/ unbefriedigend unbefriedigend/ schlecht Alpen und Alpenvorland 4 0,75 oligo 1,25 1,75 2,25 2,75 3 1.00 oligo 1.50 2.00 2.50 3.00 2 1,25 meso1 1,75 2,25 2,75 3,25 1 2,00 meso2 2,50 3,00 3,50 4,00 Zentrale Mittelgebirge 7 / 9 1,00 oligo 1,50 2,00 2,50 3,00 5 / 8 1,25 meso1 1,75 2,25 2,75 3,25 6.1 1,75 meso2 2,25 2,75 3,25 3,75 6.2 2,00 meso2 2,50 3,00 3,50 4,00 6.3 2,25 eu1 2,75 3,25 3,75 4,25 Norddeutsches Tiefland* 13 1,25 meso1 1,75 2,25 2,75 3,25 10.1 1,50 meso1 2,00 2,50 3,00 3,50 10.2 1,75 meso2 2,25 2,75 3,25 3,75 14 1,75 meso2 2,25 2,75 3,25 3,75 11.1 2,00 meso2 2,50 3,00 3,50 4,00 11.2 2,25 eu1 2,75 3,25 3,75 4,25 12 2,75 eu2 3,00 3,50 4,00 4,50 * Im Tiefland erhalten AWB, HMWB sowie Sondertypen hinter der Seetypnummer das Suffix "k", z. B. 13k. AWB, HMWB und Sondertypen natürlicher Seen, die in Niederungen größerer Flüsse und Ströme liegen, werden in der Regel im "ähnlichsten" Phytoplanktontyp des Tieflands am stimmigsten bewertet und bekommen in ihrer Typbezeichnung ebenfalls das k-Suffix. Für die PSI-Gesamt-Bewertung sind die drei oben beschriebenen Metrics mit einer gewichteten Mittelwertbildung zusammen zu fassen. Die Gewichtungen der Metrics hängen von deren Eignung im jeweiligen Seetyp ab (Beispiele s. Tabelle 10). Als Maß für die Eignung wurden die Korrelationen der Metrics zur Belastung Gesamtphosphor und Trophie ermittelt und miteinander verglichen. Die Berechnungsformel für die PSI-Gesamtbewertung lautet: Tab. 10: Seetypspezifische Gewichtungsfaktoren für die Metrics zur Berechnung des Phyto-See-Index. Beispiele: Alpensee Typ 4, geschichtete Mittelgebirgsseen Typ 5-9 ohne 6, geschichteter See im Tiefland Typ 13 sowie Flachsee im Tiefland Typ 11.2. Phytoplankton-Seetyp BM-Metric AK-Metric PTSI-Metric 5, 7, 8 und 9 3 2 3 13 4 1 2 11.2 4 3 2 Das Gesamtergebnis PSI sollte in jedem Fall mit den Eingangsdaten und anhand von Vergleichsjahrgängen plausibilisiert werden. Da alle Teilmetrics die Belastung "Nährstoffe und Trophie" anzeigen sollen, müssten diese weitgehend gleichsinnig reagieren. Größere Abweichungen der Teilmetrics voneinander geben oft Hinweise auf Besonderheiten des Jahrgangs oder der Witterung. Unplausible oder abweichende Ergebnisse können durch Effekte in der planktischen Nahrungskette verursacht werden. Hier kommt den Fischen oder dem Fischbesatz und den natürlichen Fressfeinden des Phytoplanktons ‑ dem Zooplankton ‑ eine besondere Rolle zu. Zur Abschätzung des Zooplankton-Fraßdrucks auf das Phytoplankton und der Frage, ob die Phytoplanktonbewertung durch Fraßeffekte beeinflusst wird, wurde das sog. PhytoLoss-Modul entwickelt. In diesem werden synchron erfasste Phyto- und Zooplanktonbefunde miteinander verschnitten. Die Anwendung des PhytoLoss-Moduls gibt Aufschluss über quantitative Effekte im planktischen Nahrungsnetz bis hin zum Fischbestand. Es trägt zur Absicherung und Plausibilisierung der Bewertung mit dem Phyto-See-Index bei. Die Beschreibung des Verfahrens nach Deneke sowie das aktuelle Access-Berechnungstool stehen hier zum Download zur Verfügung.

Fließgewässer Biologische Qualitätskomponenten Phytoplankton Qualitätskomponentenspezifische Typologie

In Deutschland werden für die Umsetzung der EG-WRRL nur planktonführende Fließgewässer mittels Phytoplankton bewertet. Planktonführende Gewässertypen sind Fließgewässer, die im Saisonmittel zwischen März und Oktober eine mittlere Chlorophyll a-Konzentration über 20 µg/l unter natürlichen Abflussbedingungen aufweisen können. Dazu zählen alle sehr großen Fließgewässer mit einem Einzugsgebiet größer als 10.000 km 2 . Zusätzlich werden in Deutschland mittelgroße Tiefland- und Mittelgebirgsflüsse untersucht, da ihre natürlichen physikalischen Gegebenheiten durch eine lange Fließstrecke, ein geringes Gefälle und durch eingebundene Flussseen ebenfalls ein erhebliches Wachstum von Phytoplankton erlauben. Bäche und kleine Flüsse sind von einer Bewertung mit Phytoplankton in aller Regel ausgenommen. Wenn diese dennoch planktonführend sind, z. B. einige kleineren Flüsse des Typs 9, kann das als Hinweis auf eine ökologische Degradation gewertet werden. Als diesbezüglicher Richtwert kann ein Saisonmittel der Chlorophyll a-Konzentration von 30 μg/l (beim Typ 22 von 60 μg/l) gelten. Abb. 1: Links: Trebel bei Woitnick als Beispiel für ein langsam fließendes Gewässer des LAWA-Typs 23 (Foto: Ute Mischke, IGB). Rechts: Fließgewässer des LAWA-Typs 9 in der Niederung des Schwarzwaldes, der aufgrund der geringen Aufenthaltszeiten und hohen Fließgeschwindigkeiten kein Phytoplankton führt und deshalb nicht mit PhytoFluss bewertet wird (Foto: Roland Höfer). Zur Bewertung des Phytoplanktons in Fließgewässern anhand PhytoFluss 5.1 werden acht Phytoplankton-Fließgewässer(sub‑)typen ( PP-FG-Typ) unterschieden (Tab. 1). Sie liegen in den Ökoregionen "Zentrale Mittelgebirge" und "Norddeutsches Tiefland". Zusätzlich werden die Phytoplankton-Fließgewässertypen durch unterschiedlich große Einzugsgebiete (EZG) und die gebietsspezifischen Abflussspenden (L/(s*km²) voneinander unterschieden. Mit den Typisierungskriterien wird versucht, das Potenzial für eine Phytoplanktonentwicklung zu erfassen (Tab. 2, letzte Spalte). Die Fließgewässerabschnitte können gemäß der Kriterien (Tab. 2 ) Ökoregion Einzugsgebietsgröße (EZG) flächenbezogene Abflussspende (Abfluss/EZG-Größe) einem LAWA-Fließgewässertyp zugordnet werden. Für den Artenindex TIP und die Verwendung der drei Regions-spezifischen Indikatorlisten wird zusätzlich nach den drei "PhytoFluss-Regionen" unterschieden: Die Angabe der sogenannten "PhytoFluss-Region" erfolgt in der Eingangstabelle in einer Extraspalte. Die Phytoplankton-Fließgewässertypen können gemäß Tab. 1 den LAWA-Fließgewässertypen zugordnet werden. Die Auswahl der richtigen "PhytoFluss-Region" muss vom Experten durchgeführt werden. Entscheidend dafür sind im Wesentlichen die Höhenlage und das Temperaturregime sowie die Verweil- bzw. Fließzeiten. Tab. 1: Phytoplankton-Fließgewässertypen, LAWA-Typ, Kriterien der Subtypologie sowie mögliche PhytoFluss-Region für die Bewertung mit Phytoplankton (T = Tiefland, M = Mittelgebirge). LAWA-Typ Phytoplankton-typ Bezeichnung des Phytoplankton-Fließgewässertyps Kriterium Phytoplankton- "Subtyp" PhytoFluss-Region/ Indikatorliste Donau M T 9.2 9.2 große Flüsse des Mittelgebirges X X X * 10 10.1 kiesgeprägte Ströme des Mittel­gebirges mit großer Abflussspende Abflussspende > 10 l/s/km 2 X X 10 10.2 kiesgeprägte Ströme des Mittel­gebirges mit kleiner Abflussspende Abflussspende < 10 l/s/km 2 X ** X * 15, 15g, 17 15.1+17.1 sand-, lehm- und kiesgeprägte Tieflandflüsse mit kleinem EZG EZG 1.000-5.000 km 2 X 15, 15g, 17 15.2+17.2 sand-, lehm- und kiesgeprägte Tieflandflüsse mit großem EZG EZG > 5.000 km 2 X 20 20.1 sandgeprägte Ströme des Tief­landes mit großer Abflussspende Abflussspende > 10 l/s/km 2 X *** 20 20.2 sandgeprägte Ströme des Tief­landes mit kleiner Abflussspende Abflussspende < 10 l/s/km 2 X 23 23 Rückstau- bzw. brackwasserbeein­flusste Ostseezuflüsse EZG > 500km 2 X * Typ 9.2, 10.2 kann auch mit T-Indikatorliste bewertet werden , wenn die Höhenläge kleiner 200 m ü.NN beträgt und der Charakter den Tieflandgewässern ähnelt, z. B. Weser, Hess. Oldendorf oder Weiße Elster, uh. Gera. ** Typ 10.2-Abschnitte können auch unterhalb von 200 m ü.NN noch mit der M-Indikatorliste bewertet werden, wenn das Abflussregime dem des Mittelgebirges ähnelt (pluvial, nival), z. B. Elbe, Schmilka (NN+ 116 m) oder Main, Bischofsheim. *** Typ 20.1-Probestellen liegen in Deutschland ausschließlich im Rhein, der wegen hoher Fließgeschwindigkeit seinen Mittelgebirgscharakter bis weit ins Tiefland hinein beibehält, z. B. Rhein, Duisburg. Eine stimmige Zuordnung der PhytoFluss-Region ist im Übergangsbereich Mittelgebirge zu Tiefland schwierig (siehe oben *) und kann auch nach Plausibilität des Bewertungsergebnisses erfolgen. Innerhalb des Einzugsgebiets der Donau kann es passend sein, die Zuflüsse auch der PhytoFluss-Region Mittelgebirge zuzuordnen. Ob sich in Fließgewässern Phytoplankton bilden kann, hängt von der Aufenthaltszeit bzw. den Fließzeiten ab sowie von weiteren Faktoren wie Trübe, Turbulenz und Grazing. Eine "wahrscheinliche" Biomasseausprägung in den Phytoplankton-Subtypen gibt die Tabelle 2 wider. Tab. 2: Phytoplankton-Biomasseausprägung in den Phytoplankton-Fließgewässertypen. Chl a = Chlorophyll a, GesP = Gesamtphosphor. Phytoplankton-typ Bezeichnung des Phytoplankton-Fließgewässertyps Biomasseausprägung (Chl a pro GesP-Einheit ) 9.2 große Flüsse des Mittelgebirges hoch 10.1 kiesgeprägte Ströme des Mittel­gebirges mit großer Abflussspende niedrig 10.2 kiesgeprägte Ströme des Mittel­gebirges mit kleiner Abflussspende sehr hoch 15.1+17.1 (große) sand-, lehm- und kiesgeprägte Tieflandflüsse mit kleinem EZG niedrig 15.2+17.2 (große) sand-, lehm- und kiesgeprägte Tieflandflüsse mit großem EZG hoch 20.1 sandgeprägte Ströme des Tief­landes mit großer Abflussspende niedrig 20.2 sandgeprägte Ströme des Tief­landes mit kleiner Abflussspende sehr hoch 23 Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse sehr hoch

Seen Allgemeine Grundlagen Seetypologie

Der erste Entwurf einer Typisierung der Seen > 50 ha Seeoberfläche wurde durch den LAWA-Unterausschuss „Bewertung stehender Gewässer“ erarbeitet. Die Typisierung erfolgte nach den Vorgaben der Wasserrahmenrichtlinie gemäß System B. Die zur Ableitung der Seetypologie Deutschlands angewendeten Parameter sind die Ökoregionen, die Geologie, die Größe, das Schichtungsverhalten und die mittlere Verweildauer ( Mathes et al. 2002 ) (Abb. 1). Es werden die drei Ökoregionen Alpen und Alpenvorland, Zentrales Mittelgebirge und Norddeutsches Tiefland unterschieden. Zur Charakterisierung der Geologie wird der Calcium-Gehalt verwendet: calciumreiche Seen weisen Calcium-Gehalte (Ca 2+ ) > 15 mg/l auf, calciumarme Seen mit Ca 2+ < 15 mg/l. Die Größe geht als Verhältnis des Einzugsgebiets (inklusive Seefläche) im Verhältnis zum Seevolumen als sogenannter Volumenquotient (VQ) in das Typensystem ein: ein relativ großes Einzugsgebiet bedeutet VQ > 1,5 m²/m³, ein relativ kleines Einzugsgebiet bedeutet VQ < 1,5 m²/m². Bei der Schichtung wird zwischen geschichteten und ungeschichteten Seen unterschieden: bei geschichteten Seen bleibt die thermische Schichtung an der tiefsten Stelle des Sees über mindestens drei Monate stabil; bei kürzerer Schichtungsphase wird der See als ungeschichtet oder polymiktisch eingestuft. Die Verweildauer ist v. a. zur Abgrenzung der Flussseen relevant. Diese besitzen eine mittlere Verweilzeit (Jahresmittelwert) von < 30 Tagen bzw. 3 - 30 Tage. Aus der Kombinationen der Parameter und ihrer Ausprägungen sind für die drei Ökoregionen insgesamt 14 Seetypen abgeleitet worden ( Mathes et al. 2002 ). Zusätzlich sind zwei weitere Ökoregion unabhängige Sondertypen künstlicher und natürlicher Seen ausgewiesen worden. Zu den Sondertypen der künstlichen Seen zählen pH-neutrale bis basische Abgrabungsseen, wie die meisten Baggerseen und einige Tagebauseen schwach bis stark saure Abgrabungsseen, wie viele Tagebauseen elektrolytreiche Seen, wie die meisten sauren Tagebauseen oder salzhaltige Strandseen, deren Elektrolytgehalte geogen bedingt sind Zu den Sondertypen natürlicher Seen gehören natürlich entstandene Altarme (mit Anbindung) und Altwasser (ohne Anbindung) von großen Flüssen und Strömen huminstoffgeprägte Seen wie z. B. Moorseen Viele der künstlichen und erheblich veränderten Seen sowie der natürlichen Sondertypen lassen sich in der Regel einem „ähnlichsten“ Seetyp zuordnen und sind dann mit den für diesen Seetyp relevanten biologischen Qualitätskomponenten bewertbar. Für die häufiger auftretenden „Sondertypen“, wie z. B. Baggerseen, stehen in den biologischen Bewertungsverfahren teilweise Subtypen zur Verfügung. In den Steckbriefen sowie im Begleittext zu den Seetypen ( Riedmüller et al. 2022 ) werden Hinweise und Empfehlungen zur Zuordnung dieser Sondertypen gegeben. Die 2013 im Vergleich zu Mathes et al. (2002) geänderten Bezeichnungen der Seetypen (= LAWA-Seetypen) sind in der Tabelle 1 zusammengestellt. Tabelle 1: Übersicht über die LAWA-Seetypen, mit ursprünglicher und überarbeiteter Bezeichnung (Riedmüller et al. 2022, 2013). *Seen werden den Sondertypen zugeordnet, sofern kein ähnlicher LAWA-Seetyp zur Bewertung anwendbar ist. In den Ökoregionen Alpen und Alpenvorland sowie im Tiefland existieren vorwiegend karbonatisch geprägte, calciumreiche Seen. Ein silikatisch geprägter, calciumarmer Typ ist für diese beiden Regionen nicht vorgesehen. Im Mittelgebirge sind natürliche größere Seen selten. Bei den meisten Seen des Mittelgebirges handelt es sich um Talsperren oder Baggerseen in den Flussniederungen. Die Typologie der deutschen Mittelgebirgsseen beruht demnach vorwiegend auf Gruppierungen von künstlichen Seen (AWB) und erheblich veränderten Seen (HMWB). Dies erfolgte wohl wissend, dass sich z. B. die hydrologischen Bedingungen in Talsperren durch den hypolimnischen Wasserabzug und die mit der Nutzung verbundenen Seepegelveränderungen in der Regel von natürlichen Seen unterscheiden. Alle 14 LAWA-Seetypen sind in so genannten Steckbriefen beschrieben. Die Steckbriefe enthalten folgende Inhalte: allgemeine Beschreibung zu Lage und Verbreitung, zu Typologie-Kriterien und typischen morphologischen Gegebenheiten und ggf. Entstehung seetypische Wertebereiche ausgewählter chemisch-physikalischer Parameter Hinweise zur Trophie und zu Nährstoffkonzentrationen im unbelasteten Zustand hydrologische und ggf. einzugsgebietsbezogene Besonderheiten Beschreibung der typischen pflanzlichen und tierischen Besiedlung der biologischen Qualitätskomponenten zzgl. Zooplankton in weitgehend ungestörter Ausprägung bewertungsrelevante Qualitätskomponenten-spezifische Seesubtypen und Hinweise auf zusammengefasste Seengruppen und Bewertungsmodalitäten Beispiele für natürliche Referenzseen oder referenznahe Seen, die u. a. zur Beschreibung herangezogen wurden, spezifisch für die biologischen Qualitätskomponenten Zuordnungsbeispiele für AWB und HMWB und Sondertypen natürlicher Seen Abb. 2: Beispiele von zwei Steckbriefen der LAWA-Seetypen. Für die Beschreibung der Mittelgebirgstypen sind Talsperren und je nach biologischer Qualitätskomponente Baggerseen und Tagebauseen mit einbezogen, da diese Seetypen nur durch wenige natürliche Seen (> 50 ha) repräsentiert sind. In den Seetypen 5 und 8 sind keine natürlichen Seen größer 50 ha vorhanden, so dass deren Beschreibung ausschließlich auf Talsperren und Abgrabungsseen mit einem „sehr guten“ ökologischen Potenzial beruht. In der Karte der Seetypen ( Daten des Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, Stand 29.03.2022 ) sind allen 730 berichtspflichtigen Seen-Wasserkörpern mit einer Gewässergröße > 50 ha ein entsprechender Seetyp zugewiesen worden (Abb. 3). I. d. R. ist für einen See ein Seetyp ausgewiesen worden, im Einzelfall können den verschiedenen Wasserkörpern eines Sees auch unterschiedliche Seetypen zugewiesen worden sein, wie z. B. dem Barniner See in Mecklenburg Vorpommern. Aufgrund ihrer eiszeitlichen Entstehung kommen die meisten Seen im nord-östlichen Tiefland Deutschlands vor. Dementsprechend ist der Typ 11: polymiktischer Tieflandsee, mit relativ großem Einzugsgebiet der häufigste Seetyp Deutschlands. Der häufigste Seetyp des Mittelgebirges ist der Typ 5: geschichteter, calciumreicher Mittelgebirgssee mit relativ großem Einzugsgebiet, der den zahlreichen Talsperren und Baggerseen zugewiesen worden ist. Der Typ 3: geschichteter Alpenvorlandsee mit relativ kleinem Einzugsgebiet ist am häufigsten für die Ökoregion Alpenvorland und Alpen ausgewiesen worden.

Seen Biologische Qualitätskomponenten Phytoplankton Qualitätskomponentenspezifische Typologie

Die Kriterien der Phytoplankton-Typologie für Seen sind: Ökoregion Geologie des Einzugsgebiets: Calcium-Gehalt des Wassers größer oder kleiner als 15 mg/l Temperaturschichtung des Sees (geschichtet, ungeschichtet/polymiktisch) Größe des Einzugsgebiets im Verhältnis zum Volumen und (im Mittelgebirge) der Form des Seewasserkörpers: 1. bei Tiefland-, Alpen- und Alpenvorlandseen wird der Volumenquotient (VQ in m -1 = Einzugsgebietsgröße in m² / Seevolumen in m³) verwendet. 2. Seen im Mittelgebirge werden nach dem Volumentiefenquotient typologisch eingestuft (VTQ in m -2 = VQ in m -1 / mittlere Tiefe in m). mittlere Tiefe (Seevolumen in m³ / Seefläche in m²) mittlere (theoretische) Verweilzeit (Jahreszufluss in m³ / Seevolumen in m³) Abb. 1: Referenzseen : oben links: Referenzsee für den Phytoplankton-Seetyp 4 in der Alpenregion : Eibsee (BY) (Foto: Monika Hiller, LfU Bayern). oben rechts: Referenzsee für den Phytoplankton-Seetyp 9 im Mittelgebirge: Titisee (BW) (Foto: Ursula Riedmüller). unten links: Referenzsee für den Phytoplankton-Seetyp 10.1 im Norddeutschen Tiefland: Roofensee (BB) (Foto: Ursula Riedmüller). Anhand dieser Kriterien werden für die Bewertung 19 Phytoplankton-Seetypen unterschieden (s. Tabelle 1): Tab. 1: LAWA-Seetypen und die entsprechenden Phytoplankton-Seetypen (PP-Seetypen). VQ (Volumenquotient) = Einzugsgebiet [m²]) / Seevolumen [m³]. VTQ (Volumentiefenquotient) = Einzugsgebiet [m²] / (Seevolumen [m³] x mittlere Tiefe [m]). LAWA-Seetyp PP-Seetypen der Alpen und des Alpenvorlandes (alle Typen i. d. R. calciumreich) Typ 1 PP 1 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Alpenvorlandseen, calciumreich, polymiktisch Typ 2 PP 2 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Alpenvorlandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), geschichtet Typ 3 PP 3 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Alpenvorlandseen, calciumreich, relativ kleines Einzugsgebiet (VQ ≤ 1,5), geschichtet Typ 4 PP 4 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Alpenseen, calciumreich, geschichtet PP-Seetypen des Mittelgebirges Typ 5 PP 5 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VTQ > 0,18), geschichtetTyp 5 Typ 7 PP 7 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, calciumreich, relativ kleines Einzugsgebiet (VTQ ≤ 0,18), geschichtet Typ 6 PP 6.1 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, relativ kleines Einzugsgebiet (VTQ ≤ 2), polymiktisch PP 6.2 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, mäßig großes Einzugsgebiet (VTQ 2-6), polymiktisch PP 6.3 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, relativ großes Einzugsgebiet (VTQ > 6), polymiktisch Typ 8 PP 8 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, calciumarm, relativ großes Einzugsgebiet (VTQ > 0,18), geschichtet Typ 9 PP 9 natürliche, künstliche und erheblich veränderte Mittelgebirgsseen, calciumarm, relativ kleines Einzugsgebiet (VTQ ≤ 0,18), geschichtet PP-Seetypen des Norddeutschen Tieflandes* (alle Typen i. d. R. calciumreich) Typ 10 PP 10.1 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ 1,5 - 15), geschichtet PP 10.2 natürliche Tieflandseen, calciumreich, sehr großes Einzugsgebiet (VQ > 15), geschichtet Typ 11 PP 11.1 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), polymiktisch, Verweilzeit > 30 Tage, mittlere Tiefe > 3 m PP 11.2 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), polymiktisch, Verweilzeit > 30 Tage, mittlere Tiefe ≤ 3 m Typ 12 PP 12 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), polymiktisch, Verweilzeit 3-30 Tage Typ 13 PP 13 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ kleines Einzugsgebiet (VQ ≤ 1,5), geschichtet Typ 14 PP 14 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ kleines Einzugsgebiet (VQ ≤ 1,5), polymiktisch PP 11.2 natürliche Tieflandseen, calciumreich, relativ großes Einzugsgebiet (VQ > 1,5), polymiktisch, Verweilzeit > 30 Tage, mittlere Tiefe ≤ 3 m *Bei künstlichen und erheblich veränderten Seen des Tieflands wird dem ähnlichsten natürlichen Seetyp das Suffix "k" angehängt, z. B. 13k für einen geschichteten, pH-neutralen Tagebausee mit relativ kleinem Einzugsgebiet. Es wird empfohlen, einen See als "geschichtet" einzustufen, wenn die thermische Schichtung an der tiefsten Stelle des Sees über mindestens drei Monate stabil bleibt. Bei kürzerer Schichtungsphase wird der See als "polymiktisch" angesehen. Im Norddeutschen Tiefland werden sehr flache Seen mit einer mittleren Tiefe kleiner als 3 m separat betrachtet (Phytoplankton-Seetyp 11.2). Diese Seen besitzen eine besonders hohe Grund- oder Referenztrophie. In Brandenburg und im Berliner Raum gibt es Seen, welche z. B. von der Havel und Spree durchflossen werden und nur geringe Verweilzeiten besitzen. Bei einer Verweilzeit von weniger als 30 Tagen werden diese Seen als Flussseen eingestuft (Phytoplankton-Seetyp 12). Künstliche und erheblich veränderte Seen, wie Talsperren, Bagger- und Tagebauseen werden dem ähnlichsten "natürlichen" Phytoplanktontyp zugeordnet. Liegen diese im Norddeutschen Tiefland erhalten sie außerdem das Suffix "k" für "künstlich", z. B. 10.1k. Für diese "k-Seetypen" wird in der Phytoplanktonbewertung eine von den natürlichen Seen abweichende Indikatorliste verwendet. Ist der See sauer (pH-Wert 3,0-6,0), z. B. ein saurer Tagebausee, für den ein saurer Referenzzustand angenommen wird, muss das Suffix "s" angehängt werden, z. B. 7s. Für diese Seen werden teils andere Bewertungskenngrößen verwendet. Zahlreiche Baggerseen sowie Altarme und Altwasser liegen in den Niederungen der großen Stromtäler z. B. von Rhein oder Elbe. Sie liegen somit oftmals in der Ökoregion "Zentrale Mittelgebirge". Für die Bewertung mit Phytoplankton führt die Einstufung als Tieflandgewässer jedoch in der Regel zu stimmigeren Ergebnissen. So ist z. B. ein Baggersee in der Oberrheinebene mit relativ kleinem oder ausschließlich unterirdischem Einzugsgebiet (Grundwasserzustrom) am besten als Tiefland-Seetyp 13k zu bewerten.

Fließgewässer Allgemeine Grundlagen Fließgewässertypologie

Die natürliche Vielfalt individueller Gewässer überschaubar zu machen, indem man sie nach gemeinsamen Merkmalen ordnet, wird als Typologie bezeichnet. Gewässer, die aufgrund der naturräumlichen Gegebenheiten ähnliche morphologische, physikalisch-chemische, hydrologische oder biozönotische Merkmalen aufweisen, werden in „Typen“ zusammengefasst. Die Beschreibung der naturnahen Ausprägung dieser Gewässertypen wird als Referenzbedingung bezeichnet. Um eine Orientierungshilfe bei der ökologischen Verbesserung der Gewässer im Rahmen von Renaturierungs- oder Unterhaltungsmaßnahmen zu haben, bedient man sich in der Wasserwirtschaft – bereits vor der Einführung der WRRL – der Gewässertypologie. Die Ausweisung von Gewässertypen ist jetzt in der WRRL elementare Grundlage für die typspezifische Bewertung, die Ausweisung der Wasserkörper und die Aufstellung von Messnetzen für das Monitoring. Aber auch die Erstellung der Bewirtschaftungspläne und damit die Maßnahmenplanung erfolgt typspezifisch. Zur Ableitung von Gewässertypologien sind gemäß WRRL zwei verschiedene Systeme anwendbar: System A erlaubt eine grobe Charakterisierung von Fließgewässern nach Ökoregion, Höhenlage, Einzugsgebietsgröße und Geologie (jeweils drei bis vier Kategorien) und eignet sich eher als grobes typologisches Gerüst. System B enthält neben den groben Klassifikationsparametern von System A eine Vielzahl „optionaler Parameter“ für eine freiere, auch an die naturräumlichen Gegebenheiten angepasste, Typableitung und -beschreibung. System B erlaubt aufgrund der optionalen Parameter die Entscheidung für biologisch besonders relevante Parameter. Dies sind zum Beispiel bei Fließgewässern die Quellenentfernung, das Säurebindungsvermögen oder die mittlere Substratzusammensetzung. Bei der Vorgehensweise zur Erstellung der deutschen Fließgewässertypologie ist das System B nach EG-WRRL gewählt worden. Die zur Ableitung der Fließgewässertypologie Deutschlands angewendeten Parameter sind in Tabelle 1 zusammengestellt. Tab. 1: Die zur Ableitung der Fließgewässertypologie Deutschlands angewendeten obligatorischen und optionalen Parameter. Obligatorische Deskriptoren Ökoregion (gemäß Illies 1979) 4: Alpen (und Alpenvorland) 9: Zentrales Mittelgebirge 14: Zentrales Flachland Größe (auf Grundlage der Einzugsbietsgröße) klein: 10 – 100 km² (= Bach) mittelgroß: 100 – 1.000 km² (= kleiner Fluss) groß: 1.000 – 10.000 km² (= großer Fluss) sehr groß: > 10.000 km² (= Strom) Geologie kalkig silikatisch organisch Optionale Deskriptoren Gewässerlandschaften (gemäß Briem 2003) differenzierte Geologie Sohlsubstrate Talform usw. Die Gewässerlandschaften von Briem (2003) sind das „Herzstück“ der deutschen Fließgewässertypologie. Gewässerlandschaften sind in Bezug auf die gewässerprägenden geologischen, geomorphologischen und pedologischen (bodenkundlichen) Eigenschaften mehr oder weniger homogene Landschaftsräume. Sie stellen den Verbreitungsschwerpunkt von einem bis mehreren Gewässertypen dar. Für die Bundesrepublik Deutschland wurden von Briem (2003) in den drei geografischen Haupteinheiten Deutschlands (Norddeutsche Tiefebene, Mittelgebirge, Alpen und Alpenvorland) 26 Fließgewässerlandschaften ausgewiesen (Abb. 1). Die ausgewiesenen Gewässerlandschaften charakterisieren die Fließgewässer in Bezug auf Längsprofile/Gefälle, Substrate, Talformen, Auenformen, Bett- und Uferformen, Linienführung und Lauftyp sowie Geschiebeführung. Hinzu kommen noch vielfältige Zusatzinformationen, z. B. zum Abflussgang, zur geogenen Gewässerchemie und zur Entstehungsgeschichte der Gewässer. Die Gewässerlandschaften integrieren damit eine Reihe von Gewässer relevanten Informationen und stellen so das „Herzstück“ der Fließgewässertypologie Deutschlands dar. In der Typentabelle (= Typologie-System) sind die Parameter und deren Ausprägungen bzw. Klassen, die zur Ausweisung eines konkreten Typs herangezogen worden sind, dargestellt (Tab. 2). Tab. 2: Typentabelle (= Typologie-System). 1) Zu den Größenangaben der Fließgewässer: Hinter den Kurzbezeichnungen „Bach“, „Kleiner Fluss“, „Großer Fluss“ und „Strom“ sind Größenangaben der EZGe hinterlegt, sie beziehen sich auf die Kategorien der EG-WRRL. Da sich die biologische Ausprägung der Fließgewässer im Längsverlauf in den jeweiligen Ökoregionen nicht immer in gleicher Weise mit der Änderung der Größenklasse des EZGes ändert, wird darauf hingewiesen, dass die Angaben einen orientierenden Charakter haben. Sie sind jedoch für die Anlage und Verwaltung von Untersuchungsstellen in Datenbanken als konkret fassbarer Parameter unerlässlich. Kleines EZG („Bach“): ca. 10-100 km 2 Mittelgroßes EZG („Kl. Fluss“): ca. >100-1.000 km 2 Großes EZG („Gr. Fluss“): ca. >1.000-10.000 km 2 Sehr großes EZG („Strom“): ca. >10.000 km 2 2) Hinweis bezogen besonders auf Qualitätselement Fische: Die Fischfauna muss aufgrund längszonaler, biozönotischer und zoogeographischer Gegebenheiten wesentlich stärker untergliedert werden, als dies aus der Ausweisung der Fließgewässertypen hervorgeht: Es lassen sich Fischgemeinschaften des Rhitrals sowie des Potamals (Sa-ER, Sa-MR, Sa-HR, Cyp-R, EP, MP, HP; siehe Tabelle Ausprägung der Fischgemeinschaft) sowie fischfreie bzw. nur temporär besiedelte Gewässer beschreiben. Für eine Referenzerstellung ist eine nochmals erheblich differenzierte Untergliederung erforderlich. Wesentlich sind hier biozönotische, zoogeographische und längszonale Aspekte. Mit dem Bearbeitungsstand April 2008 liegen insgesamt 25 biozönotisch bedeutsame Fließgewässertypen (= „LAWA-Typen“) für Deutschland vor: Vier für die Ökoregion der Alpen und des Alpenvorlandes, acht für das Mittelgebirge, neun für das Norddeutsche Tiefland sowie vier Fließgewässertypen, die als „Ökoregion unabhängige“ Typen in verschiedenen Ökoregionen verbreitet sind. V. a. für die Bewertung der Qulaitätskomponente Makrozoobenthos sind weitere Subtypen ausgewiesen worden. Typen der Alpen und des Alpenvorlandes Typ 1: Fließgewässer der Alpen Typ 2: Fließgewässer des Alpenvorlandes Typ 3: Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes Typ 4: Große Flüsse des Alpenvorlandes Typen des Mittelgebirges Typ 5: Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche Typ 5.1: Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche Typ 6: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche Typ 7: Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche Typ 9: Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse Typ 9.1: Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse Typ 9.2: Große Flüsse des Mittelgebirges Typ 10: Kiesgeprägte Ströme Typen des Norddeutschen Tieflandes Typ 14: Sandgeprägte Tieflandbäche Typ 15: Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse Typ 15_g: Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse Typ 16: Kiesgeprägte Tieflandbäche Typ 17: Kiesgeprägte Tieflandflüsse Typ 18: Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche Typ 20: Sandgeprägte Ströme Typ 22: Marschengewässer Typ 23: Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse Ökoregion unabhängige Typen Typ 11: Organisch geprägte Bäche Typ 12: Organisch geprägte Flüsse Typ 19: Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern Typ 21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer Insbesondere für die Bewertung anhand der Qualitätskomponente Makrozoobenthos sind diese 25 LAWA-Typen z. T. in weitere Subtypen unterteilt worden. Abb. 2: Beispiele für Fließgewässertypen-Steckbriefe. Zu den 25 Gewässertypen liegen Kurzbeschreibungen („ Steckbriefe “) vor, welche die Typen im Hinblick auf ihre abiotischen und biotischen Eigenschaften (wesentliche Charakteristika der Lebensgemeinschaften) näher beschreiben (Pottgiesser 2018, Pottgiesser & Sommerhäuser 2004, 2008) (Abb. 2). Die Steckbriefe dienen zur Veranschaulichung und als allgemeine Verständigungsgrundlage. Sie sind ein Beitrag zur Beschreibung der Referenzbedingungen, können jedoch nicht als alleinige Grundlage (Referenzzustand) eines biozönotischen Bewertungssystems benutzt werden. Wie in jeder Typologie beschreiben die Steckbriefe idealtypische Ausprägungen und können nicht jede Übergangsvariante oder individuelle Ausprägung wiedergegeben. Die Steckbriefe sind auf keinen Fall als Beschreibung von Ist-Zuständen zu verstehen oder mit diesen zu verwechseln. Mit Bearbeitungsstand Dezember 2018 liegt ein aktualisierter Stand von Begleittext und Steckbriefen der Fließgewässertypen vor ( Pottgiesser 2018 ). Die Überarbeitung betrifft v. a. die morphologischen Beschreibungen, die Charakterisierungen der biologischen Qualitätskomponenten MZB, Makrophyten und Phytoplankton, die Zuordnung der morphologischen Typen und Aktualisierung der Typen der biologischen QK, Validierung der physiko-chemischen Leitwerte sowie Verweis auf trockenfallende bzw. grundwassergeprägte Varianten der Typen unter „Hydrologie“. Ergänzt werden diese Steckbriefe durch die so genannten „ Hydromorphologischen Steckbriefe “ (Abb. 3) ( Dahm et al. 2014 ), die detailliert die hydromorphologischen Referenzbedingungen der Fließgewässertypen beschreiben. Zusätzlich enthalten die hydromorphologischen Steckbriefe auch die typspezifischen hydromorphologischen Bedingungen, die nach heutigem Kenntnisstand zur Erreichung des guten ökologischen Zustandes erforderlich sind. Abb. 3. Beispiel für einen hydromorphologischen Steckbrief (aus Dahm et al. 2014). Die kartografische Ausweisung der Typen für individuelle Gewässer erfolgt in Fließgewässertypenkarten. Die Erstellung von Typenkarte erfolgt auf Grundlage von durch den Menschen weitgehend unveränderlichen Rahmenbedingungen, wie sie z. B. in geologischen Karten, naturräumlichen Gliederungen, Talbodengefällen und hydrogeologischen Karten wiedergegeben sind. Allen berichtspflichtigen Fließgewässer mit einem Einzugsgebiet >10 km² ist ein entsprechender Gewässertyp zugewiesen worden. Abb. 4: links: „LAWA-Typenkarte“ nach Daten des Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, 29.03.2022 ; rechts: “Länder-Typenkarte“ nach Datenbestand der Bundesländer aus den Jahren 2009 bis 2015. Für die Fließgewässer existieren zwei Typenkarten: eine sogenannte „Bewirtschaftungskarte (= LAWA-Typenkarte) und eine „Fachkarte (= Länder-Typenkarte) (Abb. 4). Die „ LAWA-Typenkarte “ (Daten des Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, 29.03.2022) entspricht der offiziellen Fließgewässertypenkarte Deutschlands, mit den an die EU berichteten Typen für die berichtspflichtigen Gewässer bzw. Wasserkörper. Hier sind z. T. die für einzelne Wasserkörper aggregierten Typen dargestellt, wobei der dominierende Gewässertyp eines Wasserkörpers bzw. der Monitoringmessstelle die Typzuweisung des gesamten Wasserkörpers bestimmt. Die „LAWA-Typenkarte“ wird vorrangig für Fragen bzgl. der Gewässerbewertung und -bewirtschaftung gemäß WRRL genutzt. In der „ Länder-Typenkarte “ (Fachdaten der Bundesländer aus den Jahren 2009 -2015) erfolgte die Typausweisung teilweise detaillierter und damit kleinräumiger, d. h. nicht für gesamte Wasserkörper sondern auch für kürzere Gewässerabschnitte gemäß der naturräumlichen Rahmenbedingungen. Diese „wissenschaftlichere“ Karte ist daher v. a. die Grundlage für konkrete Fragestellungen oder eine Orientierungshilfe bei der ökologischen Verbesserung der Gewässer im Rahmen von Ausbau- oder Unterhaltungsmaßnahmen. Da die beiden Ökoregionen „Westliches Mittelgebirge“ und „Norddeutsches Tiefland“ bundesweit die größten Flächenanteile der „ LAWA-Typenkarte “ (Daten des Berichtsportal WasserBLIcK/BfG, 29.03.2022) ausmachen, sind die Typen 5 und 14 die beiden häufigsten Fließgewässertypen. Im Alpenvorland ist der Typ 2 der weit verbreitetste Fließgewässertyp (Tab. 3). Fließgewässertypen, die nur kleinräumig verbreitet sind und damit in Bezug auf das Gewässernetz nur einen kleinen Anteil ausmachen, sind der Typ 4: Große Flüsse des Alpenvorlandes, der Typ 15_g: Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse, der Typ 23: Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse und der Typ 21: Seeausflussgeprägte Fließgewässer. Diese machen jeweils weniger als 1 % der Gewässerstrecke aus. Tab. 3: Übersicht über die Häufigkeit und Verbreitung der Fließgewässertypen gemäß "LAWA-Typenkarte". Fließgewässertyp Gewässerstrecke (km) Gewässerstrecke (%) Alpen und Alpenvorland Typ 1 1.766,76 1,29 Typ 2 7.707,03 5,61 Typ 3 3.447,60 2,51 Typ 4 899,25 0,65 Mittelgebirge Typ 5 20.181,07 14,69 Typ 5.1 5.138,72 3,74 Typ 6 12.266,70 8,93 Typ 7 4.604,64 3,35 Typ 9 7.460,53 5,43 Typ 9.1 7.659,90 5,57 Typ 9.2 5.464,70 3,98 Typ 10 1.953,27 1,42 Norddeutsches Tiefland Typ 14 14.890,98 10,84 Typ 15 4.379,05 3,19 Typ 15_g 1.907,63 1,39 Typ 16 8.082,74 5,88 Typ 17 2.118,66 1,54 Typ 18 2.697,38 1,96 Typ 20 1.222,87 0,89 Typ 22 3.284,34 2,39 Typ 23 364,83 0,27 Ökoregion unabhängige Typen Typ 11 5.574,77 4,06 Typ 12 1.370,52 1,00 Typ 19 97.88,25 7,12 Typ 21 1.154,52 0,84 Sonstige Kanäle 1.335,39 0,97 Sonstige 694,95 0,51 Summe 13.7417,06 100,00

25_Köcherfliegen

Rote Listen Sachsen-Anhalt Berichte des Landesamtes für Umweltschutz Sachsen-Anhalt 39 (2004) Rote Liste der Köcherfliegen (Tricho- ptera) des Landes Sachsen-Anhalt Bearbeitet von Mathias HOHMANN unter Mitarbeit von Friedemann GOHR, Martina JÄHRLING, Wolfgang KLEINSTEUBER und Lutz TAPPENBECK (2. Fassung, Stand: Februar 2004) Einführung Die Köcherfliegen oder Trichoptera sind eine vergleichsweise kleine Gruppe merolimnischer Insekten. Weltweit sind bisher etwa 10.500 Arten beschrieben worden, in Europa ist mit ungefähr 1.000 Arten zu rechnen (BOTOSANEANU & MALICKY 1978), und aus dem Bundesgebiet sind gegen- wärtig 315 Köcherfliegen-Arten bekannt. 313 Ar- ten sind im letzten deutschen Verzeichnis (ROBERT 2001) aufgelistet, neu hinzu kommen noch Ste- nophylax mucronatus MCLACHLAN, 1880 und Ithy- trichia clavata MORTON, 1905 (NEU 2002, BERLIN in Vorb.). Die Trichoptera-Larven leben (bis auf wenige Aus- nahmen) aquatisch, die Imagines bewohnen ter- restrische Habitate. Ihre Entwicklung ist holome- tabol, d.h. nach dem Ei- und Larvenstadium folgt ein Zeitraum der Verpuppung, erst dann schlüpft die Imago. Dieser Zyklus dauert bei den meisten Arten etwa ein Jahr. Die Vertreter dieser Ordnung besiedeln nahezu alle limnischen Biotoptypen (Quellen, Bäche, Flüsse, Tümpel, Teiche, Seen, Moore, temporäre Gewässer, hygropetrische Zo- nen), einzelne Arten sind auch im Brackwasser und/oder marinen Lebensräumen zu finden. Aus der Vielzahl bewohnter Biotope, weitgehend ge- klärter Taxonomie und der guten Kenntnis der Ökologie zahlreicher Arten ergibt sich die hervor- ragende Eignung der Gruppe für angewandte Fra- gestellungen, wie der Zustandsbeschreibung und Bewertung von Gewässern! Für die Köcherfliegen namensgebend ist das cha- rakteristische Gehäuse („Köcher“), das die Lar- ven vieler Arten aus unterschiedlichsten Materia- lien bauen. So sind Konstruktionen aus Gespinst, Pflanzenteilen, Sandkörnern, Kies, Blattstückchen und Teilen von Holz und Wurzeln bekannt. Diese transportablen Köcher, denen vorrangig eine Schutzfunktion zukommt, sind sehr unterschied- lich geformt. Es können lange Röhren, quadrati- sche oder dreieckige Querschnitte, kurze, gedrun- gene Ausprägungen oder Köcher mit flügelartigen Verbreiterungen auftreten. Andere Arten, vor al- lem Bewohner von Fließgewässern, bauen keine derartigen Köcher. Sie leben entweder frei beweg- lich auf der Gewässersohle, bewohnen Gespinst- galerien oder bauen ortsfeste Gehäuse, häufig in Kombination mit Fangnetzen, die zum Nahrungs- erwerb dienen. Auch bei den Ernährungstypen lassen sich nach WICHARD (1988) verschiedene, spezialisierte Gruppen unterscheiden: Zerkleine- rer (kauen lebendes und zersetztes Pflanzenge- webe), Sammler (Filtrierer und Sediment-/Detri- tusfresser), Weidegänger (bürsten und kratzen den Algenaufwuchs von Substraten ab) und Räu- ber (ergreifen lebende Beutetiere). In einigen Li- teraturquellen (z.B. SOLEM & GULLEFORS 1996) wird auf einen 5. Typ, die Zellstecher (die einzelne Al- genzellen aufbeißen und aussaugen), hingewie- sen. Die Larven der Köcherfliegen sind somit in das Nahrungsnetz eingebunden und nehmen an dem Abbau von autochthonen und allochthonen Materialien teil. Die Imagines, deren Größe zwischen etwa 2 mm (Hydroptilidae) und 60 mm (Phryganeidae) schwankt, sind weitgehend durch eine unschein- bare gelbe und braune Farbgebung gekennzeich- net. Das hat sie vermutlich für viele Sammler nicht sehr attraktiv gemacht. Bunte Flügelzeichnungen, wie bei einigen Phryganeidae und Limnephilidae, sind somit eher die Ausnahme. Die erwachsenen Tiere, deren Hauptflugzeit in Mitteleuropa auf die Monate Mai bis Oktober entfällt, besitzen ein gut ausgeprägtes Flugvermögen. Einige Arten kön- nen regelmäßig sehr weit entfernt von ihren Ent- wicklungsgewässern, z.B. in Höhlen, angetroffen werden. Ausnahmsweise finden sich auch brachy- ptere Individuen, wie die Männchen von Anomalo- pterygella chauviniana (STEIN , 1874) oder die Weibchen der Gattung Enoicyla. Im Gegensatz zu den Larven nehmen die adulten Trichoptera nur in eingeschränktem Umfang Nahrung auf. So ist bekannt, dass die Tiere häufig Wasser sau- gen, aber vereinzelt auch an Blumen, beim Le- cken von Blattlaus-Honigtau und an süßen Früch- ten beobachtet worden sind (vgl. MALICKY 1973). Viele Imagines werden, wie auch andere Insek- ten, von künstlichen Lichtquellen angelockt, was man sich bei der Aufsammlung von Trichoptera zu Nutze machen kann. Nähere Angaben zur Anflugdistanz und Fallenfangbarkeit sind z.B. der Arbeit von MALICKY (1987) zu entnehmen. Ausführ- liche Darstellungen zu verschiedenen Aspekten der Biologie und Ökologie u.a. finden sich bei MALICKY (1973), WICHARD (1988), WARINGER & GRAF (1997); Interessierten können diese Arbeiten un- eingeschränkt empfohlen werden. Datengrundlagen Zusammenfassende faunistische Trichoptera- Daten für Sachsen-Anhalt sind von MEY (1980), der 143 Arten - hier noch für die Bezirke Halle und Magdeburg - aufführt, KLIMA et al. (1994) - 167 Arten - und von ROBERT (2001) - 184 Arten - veröffentlicht worden. Diese Arbeiten dokumen- tieren einen beständigen Wissenszuwachs, was # terer Erkenntnisgewinn könnte sich aus der Revi- sion bestehender Sammlungen von Privatperso- nen und Museen ergeben. Die hier vorgenommene Gefährdungseinschät- zung berücksichtigt insbesondere den chronolo- gischen Vergleich von Fundmeldungen, die aut- ökologischen Ansprüche der einzelnen Arten und weiterhin die Gefährdung bestimmter Biotoptypen, z.B. von Moorgewässern (RIECKEN et al. 1994). Als ausgestorben oder verschollen werden alle Arten angesehen, von denen seit mehr als 25 Jahren keine Nachweise vorliegen. Wie bei der vorheri- gen Fassung (REUSCH & BLANKE 1993) wird bei der Gefährdungsbeurteilung im Landesgebiet konse- quent nach Nordeutschem Tiefland und Hügel- und Bergland (zentrale Mittelgebirge mit vorgela- gerten Gebieten) unterschieden. Eine graphische Darstellung der Abgrenzung ist Abb. 1 zu entneh- men, weitere Informationen finden sich bei HOH- MANN & BÖHME (1999). Abb. 1: Landschaftsgliederung Sachsen-Anhalt. auf die deutlich bessere Erforschung der Gruppe in den letzten 20 Jahren zurückgeht. Seit der Publikation von ROBERT (2001) gelangen 19 weitere Neufunde (REUSCH et al. 2001, HOHMANN 2002, in Vorb., BRETTFELD schr. Mitt. 2003, JÄHRLING schr. Mitt. 2003), so dass aktuell 202 Köcherflie- gen-Arten (Tiefland: 142, Hügel- und Bergland: 175) aus Sachsen-Anhalt bekannt sind. Diese Anzahl ergibt sich aus den Erstnachweisen und der Strei- chung von Diplectrona felix (s.u.). Damit ist die Er- forschung der einheimischen Köcherfliegen-Fau- na noch längst nicht abgeschlossen, Neufunde sind nach wie vor in allen Landesteilen und Biotopty- pen zu erwarten. Insgesamt dürften 210 bis 220 Arten in Sachsen-Anhalt vorkommen (HOHMANN 2002). Trotz des enormen Erkenntniszugewinns der letzten Jahre sind die Trichoptera immer noch eine unzureichend bearbeitete Gruppe. Vorliegende Rote Liste kann daher nur den derzeitigen Wissens- stand widerspiegeln, weitere Untersuchungen sind dringend erforderlich. Wichtigste Datengrundlage zur Erstellung dieser Roten Liste sind die mehrjährigen, dienstlichen Aufsammlungen aller Bearbeiter im Rahmen des Gewässerüberwachungsprogramms (GÜSA) des Landes Sachsen-Anhalt. Bei zahlreichen privaten Exkursionen des Autors im Fläming, der Dübener Heide und im Harz sind umfangreiche Informatio- nen zusammengetragen worden, die hier mit be- rücksichtigt werden. Zur Auswertung gelangten weiterhin etwa 60 Veröffentlichungen, die zumindest teilweise Trichoptera-Daten enthielten. Aus brieflichen Mitteilungen verschiedener Kolle- gen ergaben sich ergänzende Befunde; ein wei- $ Die Bestimmungssicherheit von Köcherfliegen-Lar- ven und adulten Tieren ist sehr unterschiedlich. Die Imagines lassen sich (mit Ausnahme der Weibchen einiger Gattungen) unter Verwendung unten ge- nannter taxonomischer Literatur sicher nach geni- talmorphologischen Kriterien unterscheiden. Dem gegenüber sind nach PITSCH (1993) nur ein Drittel der mitteleuropäischen Arten im Larven-Stadium sicher bestimmbar. Eine vergleichsweise gute Zu- ordnung ist noch für Fließgewässer bewohnende Arten möglich, größere Probleme bestehen bei Fa- milien wie Hydroptilidae und Limnephilidae, von denen zahlreiche Vertreter Präferenzen für Still- gewässer zeigen. Für die Bestimmung der Imagi- nes sind folgende Arbeiten unentbehrlich: MARS- HALL (1978) -behandelt nur die Familie Hydroptili- dae-, TOBIAS & TOBIAS (1981), MALICKY (1983). Weiterhin ist in Zweifelsfällen auf MACAN (1973), KUMANSKI (1985, 1988), NOGRADI & UHERKOVICH (2002) und andere Einzelarbeiten zurückzugrei- fen, notfalls ist die betreffende Erstbeschreibung heranzuziehen. Zur Determination der Larven sind zu konsultieren: PITSCH (1993), EDINGTON & HILDREW (1995), WARINGER & GRAF (1997), TACHET et al. (2000) und WALLACE et al. (2003). Wie bei den Imagines kann es nötig sein, auf ergänzende Ein- zelpublikationen zurückzugreifen, die hier nicht alle genannt werden können. Die verwendete Nomenklatur folgt ROBERT (2001), bei Sericosto- ma schneideri wird auf BOTOSANEANU (2001) ver- wiesen. Zu den 202 in Sachsen-Anhalt festgestellten Kö- cherfliegen-Arten kommen 5 weitere, die mögli- cherweise in Landesgebiet vorkommen bzw. vor- kamen: - Tinodes dives (PICTET, 1834): Die Angabe ei- nes Einzelfundes für das Tiefland bei KLIMA et al. (1994) ließ sich, bedingt durch den tragi- schen Unfalltod von Dr. Franz KLIMA im Som- mer 1997, nicht klären. Da die Art im gesam- ten Norddeutschen Tiefland nicht nachgewie- sen ist (KRAFT & HAASE 1998, REUSCH & BRINK- gefährdet. Hierbei ist allerdings zu bemerken, dass ein Vergleich nur unter Vorbehalt möglich ist, da die damalige Fassung der Roten Liste stark auf den Kenntnisstand Niedersachsens bezogen war und z.B. 15 Arten enthielt, die bis heute nicht in Sachsen-Anhalt nachgewiesen werden konnten! Trotzdem ist nicht zu übersehen, dass sowohl im Tiefland als auch im Hügel- und Bergland der Anteil ausgestorbener bzw. vom Aussterben be- drohter Arten deutlich zurückgegangen ist, was ursächlich mit der besseren Erforschung dieser Gruppe zusammenhängt. So sind landesweit nur noch zwei Arten als „Ausgestorben oder verschol- len“ anzusehen (Melampophylax mucoreus, Se- todes punctatus). MANN 1998), wird die Meldung vorerst nicht be- rücksichtigt. - Diplectrona felix MCLACHLAN, 1878: Die Art wird von MEY et al. (1979) für den Harz mit einem Fundort vor 1930 gemeldet; nach MEY (mdl. Mitt. 2003) beruht diese Angabe auf einer mdl. Mitt. DÖHLER‘s. D. felix wird in keiner anderen Bear- beitung der Harzer Trichoptera erwähnt und in DÖHLER‘s Sammlung (HAASE schr. Mitt. 2003) fehlt entsprechendes Belegmaterial - ein Vor- kommen in Sachsen-Anhalt ist zweifelhaft. - Brachycentrus maculatus (FOURCROY, 1785): MEY (1980) berichtet über 2 im ZMB mit der Fundortbezeichnung Harz, die 1909 gesammelt worden waren. Eine Zuordnung zum Landes- gebiet Sachsen-Anhalts, Niedersachsens oder Thüringens ist auf Grund der ungenauen Fund- bezeichnung nicht möglich. - Metanoea rhaetica SCHMID, 1956: Die Art wird von MCLACHLAN (zit. n. MEY 1980) für den Harz angegeben und ist aus dem Westharz durch 1, 1 vom Juli 1884 (St. Andreasberg) sicher belegt (REUSCH 1995)! Nach MEY (1980) befin- det sich im ZMB 1 ohne Fundortbezeichnung; ein historisches oder aktuelles Vorkommen in Sachsen-Anhalt ist möglich. - Ceraclea albimacula (RAMBUR, 1877): KLIMA et al. (1994) listen die Art in der Gefährdungska- tegorie 0 (Ausgestorben oder verschollen) auf, wie im Fall von T. dives ist die Datengrundlage dafür bisher nicht nachvollziehbar (M. KLIMA schr. Mitt. 1999). Etwa 41 % der im Tiefland vorkommenden Köcher- fliegen bzw. etwa 42 % der Arten des Hügel- und Berglandes mussten in die Kategorien 0-3, R, G und D (im gesamten Landesgebiet betrifft das 108 Arten, ca. 53 %) aufgenommen werden (Tab. 1 und 2). Im Vergleich zur 1. Fassung (REUSCH & BLANKE 1993) galten in den entsprechenden Naturräumen 39 % bzw. 66 % der Arten als mehr oder weniger 0 Tiefland Artenzahl (absolut) Anteil an der Gesamtartenzahl (%) Bergland Artenzahl (absolut) Anteil an der Gesamtartenzahl (%) Gefährdungskategorie R 1 2 3 Rote ListeGesamt 142 -69171951 -4,26,312,013,435,9 6154191862 3,48,62,310,910,335,5 Kategorien V G D Tiefland Artenzahl (absolut) Anteil an der Gesamtartenzahl (%) Bergland Artenzahl (absolut) Anteil an der Gesamtartenzahl (%) Gefährdungsursachen und erforderliche Schutzmaßnahmen Köcherfliegen-Populationen sind insbesondere durch alle strukturellen und stofflichen Eingriffe bedroht, die ihre Entwicklungsgewässer nachhal- tig verändern oder zerstören. Hierzu zählen: - Einleitung unzureichend geklärter organischer und anorganischer Abwässer, - Gewässerverlegung, -ausbau und -unterhal- tung (Grundräumung, Entfernen von Wasser- pflanzen), - Änderung des Temperaturregimes (Abholzen uferbegleitender Erlensäume, Erwärmung durch Talsperren, Badegewässer, Fischteiche und Biberseen), - Querbauwerke in Fließgewässern (Wehre, Ab- stürze, Verrohrungen), die zu isolierten Popu- lationen führen, - Austrocknung von Gewässern durch übermä- ßige Grund- oder Oberflächenwasserentnahme (Trinkwassergewinnung, landwirtschaftliche Beregnung, Viehtränken), - Anthropogen bedingte Versauerung durch Luft- schadstoffe oder Nadelholzbestände in unmit- telbarer Gewässernähe, Sonstige GesamtGesamt 142 -448 -2,82,85,6 -8412 -4,62,36,9 Tab. 1: Übersicht zum Gefähr- dungsgrad der Köcherfliegen Sachsen-Anhalts. 175 Tab. 2: Übersicht zur Einstu- fung in die sonstigen Kategori- en der Roten Liste. 175 Die Kategorie „V“ -Vorwarnliste- wurde nicht vergeben, da hierfür die Datengrundlage derzeit nicht ausreichend ist. %

Teilprojekt 2: Leitbilder und rhithrale Fliessgewaesserabschnitte des Zentralen Mittelgebirges

Das Projekt "Teilprojekt 2: Leitbilder und rhithrale Fliessgewaesserabschnitte des Zentralen Mittelgebirges" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Landesanstalt für Ökologie, Bodenordnung und Forsten, Landesamt für Agrarordnung Nordrhein-Westfalen durchgeführt. Das Projekt besteht aus 2 Teilen. Im Teil 1 (Universitaet Essen) werden die Leitbilder zur Fischfauna fuer die Fliessgewaessertypen Deutschlands erstellt. Dazu werden historische, aktuelle Daten sowie syn- und autoekologische Erkenntnisse mit Gewaesserauspraegungen verschnitten. (Details siehe Antrag AAA 5 uni Essen vom 29.08.2000). Im Teil 2 (NZO- GmbH) werden Grundlagen fuer die Bewertung der Fischfauna in rhithralen Fliessabschnitten im zentralen Mittelgebirge entwickelt und erprobt. Ferner werden Fragen zur Beprobungsintensitaet und Anzahl der Messstellen geklaert (Details siehe Antrag AAK 5 NZO- GmbH vom 12.09.2000).

Methodenentwicklung und Landschaftsanalyse

Das Projekt "Methodenentwicklung und Landschaftsanalyse" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität des Saarlandes, Fachrichtung 5.4 Geographie, Physikalische Geografie durchgeführt. Die Retentionsfähigkeit von Gewässernetzen hängt von der Belastung durch Hochwasserabflüsse und dem vorhandenen Retentionsvolumen von Gewässer und Aue ab. Üblicherweise wird diese Retentionsfähigkeit in zwei Schritten ermittelt: Zunächst mit Flussgebietsmodellen und anschließend mit Wasserspiegellagenberechnungen. Diese Methoden sind jedoch für großräumige Untersuchungen zu aufwändig. Ziel des Forschungsvorhabens ist die Entwicklung eines allgemein anwendbaren Bewertungsverfahrens für die Retentionsfähigkeit von Gewässernetzen als Entscheidungsgrundlage für die Praxis bei der Bewirtschaftung kleinerer und mittlerer Gewässer. Damit sollen mit geringem Aufwand aus vorhandenen Daten, wie z.B. Gewässerstrukturgüte, ATKIS-Daten oder digitalen Geländemodellen, großflächig Aussagen zur Retentionsfähigkeit von Gewässer und Aue abgeleitet werden. Durch systematische Bestandsaufnahmen und Digitalisierung von Daten der Landesverwaltungen sowie durch die kommerziellen geografischen Informationssysteme sind dazu neue Wege der Modellierung möglich geworden. Die Methodik wird für die Ökoregion Zentrales Mittelgebirge entwickelt, Hinweise zur Weiterentwicklung für die Ökoregionen Zentrales Flachland und Alpen werden gegeben. Es ist eine dreistufige Bearbeitung vorgesehen. In der ersten Stufe wird aus bereits entwickelten Ansätzen der Projektpartner eine geeignete Methodik entwickelt, um das Retentionspotenzial weit gehend aus amtlichen Informationen zu ermitteln. In einem zweiten Schritt wird das unter den aktuellen Gegebenheiten aktivierbare Retentionspotenzial ermittelt. In einem dritten Schritt wird dann die für das Hochwasserrisikomanagement wesentliche Scheitelreduzierung bestimmt. Die Ergebnisse werden mit den Ansätzen der Schritte 1 und 2 rückgekoppelt, sodass Abschätzungen zur Hochwasser reduzierenden Wirkung vorgenommen werden können, auch ohne ein Niederschlag-Abfluss-Modell einsetzen zu müssen. Die Methodik wird zunächst auf die Nahe mit einem vorhandenen Flussgebietsmodell (FGM) angepasst und ein Zusammenhang zwischen Retentionspotenzial und Scheitelreduzierung abgeleitet. Dieser wird anschließend auf das Einzugsgebiet der Fulda angewendet und überprüft. Zum Abschluss werden die erarbeiteten Methoden in einem Anwenderhandbuch zusammenfassend beschrieben.

Methodenentwicklung, Potentiale Hochwasserminderung - Koordination

Das Projekt "Methodenentwicklung, Potentiale Hochwasserminderung - Koordination" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Kassel, Institut für Wasser, Abfall und Umwelt, Fachgebiet Wasserbau und Wasserwirtschaft durchgeführt. Ziel des Forschungsvorhabens ist die Entwicklung eines allgemein anwendbaren Bewertungsverfahrens für die Retentionsfähigkeit von Gewässernetzen als Entscheidungsgrundlage für die Praxis bei der Bewirtschaftung kleinerer und mittlerer Gewässer. Das Vorhaben wird gefördert vom Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) im Rahmen der Fördermaßnahme Risikomanagement extremer Hochwasserereignisse (RIMAX) . Bei der zu entwickelnden Methodik sollen mit begrenztem Aufwand aus vorhandenen Daten, wie z.B. ATKIS-Daten oder digitalen Geländemodellen, großflächig Aussagen zur Retentionsfähigkeit von Gewässer und Aue abgeleitet werden. Durch systematische Bestandsaufnahme und Digitalisierung von Daten der Landesverwaltungen sowie durch die kommerziellen geografischen Informationssysteme sind dazu neue Wege der Modellierung möglich geworden. Die Universität Kassel bearbeitet dieses Projekt zusammen mit dem Landesamt für Umwelt, Wasserwirtschaft und Gewerbeaufsicht Rheinland Pfalz, der Universität des Saarlandes, der Technischen Universität Braunschweig und der Technischen Universität Kaiserslautern. Die Projektkoordination wird von Roettcher Ingenieurconsult übernommen. Unter Retention versteht man die abflussabhängige Speicherung von Wasservolumen in einem Gewässerabschnitt. Für den Hochwasserschutz ist es von Bedeutung, inwieweit sich durch die Retention beim Durchgang einer Hochwasserwelle eine Scheitelabminderung oder Laufzeitverzögerung auswirkt. Das Retentionsvolumen ist abhängig von der Überschwemmungsfläche und von dem Wasserstand des Gewässers. Dieser kann durch eine erhöhte Rauheit, z.B. durch Gewässerrenaturierung, angehoben werden, wobei die lokale Hochwassergefahr in Siedlungsgebieten zu beachten ist. Die Ermittlung des Retentionsvolumens erfolgt mit einem hydraulischen Ansatz. Geometrische Eingangsgrößen beziehen sich auf Teileinzugsgebietsgrößen, die Rauheitsbeiwerte auf die Strukturgütekartierung. Das Retentionsverhalten wird über die Retentionszeit K beschrieben, die als mittlere Aufenthaltszeit des Wassers in einem Gewässerabschnitt angesehen werden kann. Bei der Abschätzung des Retentionspotentials werden für das untersuchte Einzugsgebiet positive und negative Referenzquerschnitte berücksichtigt. Die Methodik wird zunächst auf die Nahe (4.060 km2) mit einem vorhandenen Flussgebietsmodell angepasst und ein Zusammenhang zwischen Retentionspotenzial und Scheitelreduzierung abgeleitet. Dieser wird anschließend auf das Einzugsgebiet der Fulda (6.947 km2) angewendet und überprüft. Zum Abschluss werden die erarbeiteten Methoden, die für den deutschen Mittelgebirgsraum entwickelt wurden, in einem Anwenderhandbuch zusammenfassend beschrieben. Das Fachgebiet Wasserbau und Wasserwirtschaft der Universität Kassel übernimmt im Kooperationsprojekt die Abschätzung des absoluten und aktivierbaren Retentionsvolumens auf Basis einer GIS-gestützten hydraulischen Modellierung.

Hydrologische Modellierung Nahe

Das Projekt "Hydrologische Modellierung Nahe" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Rheinland-Pfälzische Technische Universität Kaiserslautern-Landau, Fachgebiet Wasserbau und Wasserwirtschaft durchgeführt. Die Retentionsfähigkeit von Gewässernetzen hängt von der Belastung durch Hochwasserabflüsse und dem vorhandenen Retentionsvolumen von Gewässer und Aue ab. Üblicherweise wird diese Retentionsfähigkeit in zwei Schritten ermittelt: Zunächst mit Flussgebietsmodellen und anschließend mit Wasserspiegellagenberechnungen. Diese Methoden sind jedoch für großräumige Untersuchungen zu aufwändig. Ziel des Forschungsvorhabens ist die Entwicklung eines allgemein anwendbaren Bewertungsverfahrens für die Retentionsfähigkeit von Gewässernetzen als Entscheidungsgrundlage für die Praxis bei der Bewirtschaftung kleinerer und mittlerer Gewässer. Damit sollen mit geringem Aufwand aus vorhandenen Daten, wie z.B. Gewässerstrukturgüte, ATKIS-Daten oder digitalen Geländemodellen, großflächig Aussagen zur Retentionsfähigkeit von Gewässer und Aue abgeleitet werden. Durch systematische Bestandsaufnahmen und Digitalisierung von Daten der Landesverwaltungen sowie durch die kommerziellen geografischen Informationssysteme sind dazu neue Wege der Modellierung möglich geworden. Die Methodik wird für die Ökoregion Zentrales Mittelgebirge entwickelt, Hinweise zur Weiterentwicklung für die Ökoregionen Zentrales Flachland und Alpen werden gegeben. Es ist eine dreistufige Bearbeitung vorgesehen. In der ersten Stufe wird aus bereits entwickelten Ansätzen der Projektpartner eine geeignete Methodik entwickelt, um das Retentionspotenzial weit gehend aus amtlichen Informationen zu ermitteln. In einem zweiten Schritt wird das unter den aktuellen Gegebenheiten aktivierbare Retentionspotenzial ermittelt. In einem dritten Schritt wird dann die für das Hochwasserrisikomanagement wesentliche Scheitelreduzierung bestimmt. Die Ergebnisse werden mit den Ansätzen der Schritte 1 und 2 rückgekoppelt, sodass Abschätzungen zur Hochwasser reduzierenden Wirkung vorgenommen werden können, auch ohne ein Niederschlag-Abfluss-Modell einsetzen zu müssen. Die Methodik wird zunächst auf die Nahe mit einem vorhandenen Flussgebietsmodell (FGM) angepasst und ein Zusammenhang zwischen Retentionspotenzial und Scheitelreduzierung abgeleitet. Dieser wird anschließend auf das Einzugsgebiet der Fulda angewendet und überprüft. Zum Abschluss werden die erarbeiteten Methoden in einem Anwenderhandbuch zusammenfassend beschrieben.

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